videregående renseteknologier for kommunalt...

General rights Copyright and moral rights for the publications made accessible in the public portal are retained by the authors and/or other copyright owners and it is a condition of accessing publications that users recognise and abide by the legal requirements associated with these rights.

Users may download and print one copy of any publication from the public portal for the purpose of private study or research.

You may not further distribute the material or use it for any profit-making activity or commercial gain

You may freely distribute the URL identifying the publication in the public portal If you believe that this document breaches copyright please contact us providing details, and we will remove access to the work immediately and investigate your claim.

Downloaded from orbit.dtu.dk on: Feb 26, 2019

Videregående renseteknologier for kommunalt spildevand

Clauson Kaas, Jes; Dahl, Flemming; Dalgaard, Ole; Høibye, Linda; Kjølholt, Jesper; Wenzel, Henrik;Larsen, Henrik Fred

Publication date:2006

Document VersionOgså kaldet Forlagets PDF

Link back to DTU Orbit

Citation (APA):Clauson Kaas, J., Dahl, F., Dalgaard, O., Høibye, L., Kjølholt, J., Wenzel, H., & Larsen, H. F. (2006).Videregående renseteknologier for kommunalt spildevand. DANVA Forsknings- og Udredningsprojekt, Nr. 2

http://orbit.dtu.dk/da/publications/videregaaende-renseteknologier-for-kommunalt-spildevand(51f705d2-1141-4662-8a3e-7a97ce1f7cde).html

Videregående renseteknologier for kommunalt spildevandDANVA Forsknings- og Udredningsprojekt nr. 2

DANVADansk Vand- og Spildevandsforening

DANVA, Miljøstyrelsen, Lynettefællesskabet og Spildevandscenter Avedøre


DANVA, Miljøstyrelsen, Lynettefællesskabet og Spildevandscenter Avedøre


Maj 2006

Jes Clauson Kaas (COWI) Flemming Dahl (COWI) Ole Dalgaard (COWI) Linda Høibye (COWI) Jesper Kjølholt (COWI) Henrik Wenzel (Wenzel Aps) Henrik Fred Larsen (IPU)

Videregående renseteknologier for kommunalt spildevand 1

Det skal bemærkes, at konklusionerne i denne rapport ikke nødvendigvis er et udtryk for DANVA, Miljøstyrelsen, Spildevandscenter Avedøre og Lynettefæl-lesskabet's synspunkter.

.


Indholdsfortegnelse

Forord 6

1 Indledning 12

2 Behov for avanceret rensning 13

3 Behandlet spildevand i Danmark 15 3.1 Forureningskomponenter i dansk spildevand 15 3.2 Renseanlæg 17 3.3 Renseteknologier 18 3.4 Sammenfatning 19

4 Stoffer og stofgrupper 20 4.1 Tungmetaller 20 4.1.1 Opløselighed og udfældning af tungmetaller 21 4.1.2 Opløste metalkomplekser 22 4.1.3 Adsorption og optagelse i organisk stof 22 4.1.4 Tungmetalfordeling i praksis 22 4.2 Sundhedsskadelige mikroorganismer 24 4.3 Hormonforstyrrende stoffer 25 4.3.1 Typer af østrogene stoffer 25 4.3.2 Stoffernes østrogene aktivitet 26 4.3.3 Østrogeners forekomst, opførsel og fjernelse i

renseanlæg 26 4.4 PAH 29 4.5 DEHP 29 4.6 Detergenter 30 4.6.1 Fire grupper af detergenter 30 4.6.2 Væsentlige miljøegenskaber 31 4.6.3 LAS 31 4.6.4 Nonylphenol(ethoxylater) 32 4.7 Sammenfatning 32

.


5 Screening af renseteknologier 33 5.1 Sandfiltrering 33 5.2 Aktivt kul filtrering 34 5.3 Membranfiltrering 35 5.4 Membran BioReaktorer 37 5.5 Ozonbehandling 37 5.5.1 Desinfektion af spildevand 37 5.5.2 Nedbrydning af svært nedbrydeligt organisk stof 38 5.6 UV behandling 38 5.7 Andre iltningsmetoder 39 5.7.1 Kloring af organiske stoffer 39 5.7.2 Iltning med brintperoxid 40 5.7.3 Fenton oxidation 40 5.7.4 Fotokemisk oxidation 40 5.7.5 Andre iltningsmetoder med hydroxylradikaler 41 5.8 Sammenfatning 43 5.9 Fordele og ulemper 44

6 Udvalgte renseteknologier og stoffer/stofgrupper 45 6.1 Stoffer/stofgrupper 45 6.2 Renseteknologier 46 6.2.1 Sandfiltrering 47 6.2.2 Ozon behandling 51 6.2.3 UV behandling 54 6.2.4 UV i kombination med oxidationsmidler 56 6.2.5 Membran BioReaktor (MBR) 59 6.3 Forventede rensegrader 62 6.4 Ressourceforbrug 63 6.5 Energiforbrug 64 6.6 Kemikalieforbrug 65 6.7 Sammenfatning 65

7 Miljøvurdering 67 7.1 System modellering og afgrænsning 67 7.1.1 Funktionel enhed 67 7.1.2 Systemmodellering - metode 68 7.1.3 Geografisk, tidsmæssig og teknologisk afgrænsning 69 7.1.4 Systembeskrivelse og afgrænsning 69 7.2 Opgørelse 72 7.3 Vurdering 74 7.3.1 Karakterisering 76 7.3.2 Normalisering og vægtning 68

.


7.4 Fortolkning og konklusion 86

8 Konklusion 87 8.1 Projektafgrænsning 87 8.2 Vurderinger 88 8.2.1 Teknisk vurdering 88 8.2.2 Økonomisk vurdering 89 8.2.3 Miljøvurdering 89 8.3 Manglende viden 91 8.4 Sammenfatning 92

9 Referencer 94 Bilagsfortegnelse Bilag 1: Baggrundsmateriale til valg af rensegrader mv. Bilag 2: Litteratursøgning Bilag 3: Datagrundlag for estimering af effektfaktorer Bilag 4: Inddragelse af miljøpåvirkninger fra hormonforstyrrende stoffer (EDS) i UMIP

.


.


Forord Denne rapport beskriver resultatet af projektet ”Videregående renseteknologier for kommunalt spildevand”. Dette indeholder en teknisk/økonomisk og miljø-/ressourcemæssig vurdering af bæredygtigheden af udvalgte renseteknologier. Projektet er udført af COWI A/S i samarbejde med Institut for Produktudvik-ling (IPU), DTU og Henrik Wenzel som konsulent. Ideen til projektet har taget afsæt i en temadag ”Nye/avancerede renseteknologier for miljøfremmede stof-fer og sundhedsskadelige mikroorganismer i spildevand” arrangeret af DANVA 25. oktober 2004. Der blev her præsenteret en række renseteknologier samt en metodik til at vurdere disses bæredygtighed. Finansieringen er foretaget i fællesskab mellem DANVA, Miljøstyrelsen, Ly-nettefællesskabet I/S og Spildevandscenter Avedøre I/S. Dette omfatter en be-villing fra DANVA’s konto for Forskning og Udredning, Miljøstyrelsens mid-ler til undersøgelses- og udredningsprojekter og fra Lynettefællesskabet’s og Spildevandscenter Avedøre’s fælles udviklingspulje. En følgegruppe bestående af: Helle Katrine Andersen, DANVA Lis Morthorst Munk, Miljøstyrelsen Kim Rindel, Lynettefællesskabet I/S Bo Neergaard Jacobsen, Spildevandscenter Avedøre I/S (formand) Peter Brun Madsen, Hørsholm Kommune Helle Strandbæk, Aalborg Kommune Henrik Wenzel, konsulent Henrik Fred Larsen, IPU Jes Clauson-Kaas, COWI A/S (projektleder) Linda Høibye (COWI) Henrik Rasmus Andersen, DTU og Orbicon, som repræsentant for Hørsholm Kommunes APOP-projekt har deltaget i projektets gennemførelse i form af bidrag med datamateriale, di-skussion af indhold og fremdrift på 4 arbejdsmøder og kommentering af rap-portudkast. Rapportens teknisk/økonomiske gennemgang af de videregående renseteknolo-gier vil være direkte anvendelig for de kommunale kloakforsyningers overve-

.


jelser om foreliggende muligheder for at rense kommunalt spildevand udover Vandmiljøplanens og Byspildevands direktivets krav til rensningen. De miljø-/ressourcemæssige vurderinger af udvalgte renseteknologier for miljøfremmede stoffer baserer sig på værktøjer som er kendt inden for livscyklusvurderinger (LCA), men som er relativt nye for anvendelse i spildevandssektoren. De gennemførte vurderinger er baseret på kendt viden og data, der har været til rådighed for projektet. Der arbejdes ikke kun i Danmark men også internatio-nalt med udvikling af videregående renseteknologier, opbygning af driftserfa-ringer fra demonstrationsanlæg, udvikling af metoder for risikovurderinger og overvejelser om hvorledes myndighedsreguleringen af f.eks. EU's Vandramme-direktiv skal udmøntes. På vegne af følgegruppen udtrykkes et håb om, at rapporten kan være en nyttig platform og til inspiration for alle aktører i spildevandssektoren.

.


Resumé

I EU's Vandrammedirektiv (VRD) (2000/60/EF) er der lagt op til en indsats over for miljøfremmede stoffer i vandmiljøet, som forventes udmøntet konkret i et kommende datterdirektiv til VRD. Sandsynligvis vil der bl.a blive fastsat vandkvalitetskrav for de 33 såkaldte prioriterede stoffer, der er defineret i Par-lamentet og Rådets beslutning nr. 2455/2001/EF. Desuden forventes det som følge af datterdirektivet at der fastsættes krav vedrørende kontrol og nedbrin-gelse/ophør af udledninger og andre tilførsler til vandmiljøet.

De forventede kommende krav kan bevirke, at visse renseanlæg måske skal forbedre rensningen. Der kan derfor blive behov for at etablere avancerede ren-seforanstaltninger som f.eks. ozon, UV, sandfiltrering mv.

Der er mange aspekter, der skal vurderes, når en avanceret renseteknologi ud-vælges. Det gælder både de tekniske, økonomiske og miljømæssige forhold, som hver især kan spille en stor rolle for valget af renseteknologi.

I dette projekt foretages helhedsvurderinger af udvalgte renseteknologier, hvormed det er muligt at anvende projektet som et værktøj ved udvælgelse af den mest fordelagtige avancerede renseteknologi. Hermed inddrages rensetek-nologiernes bæredygtighed, hvormed de opnåelige miljøfordele afvejes imod de tilhørende ulemper ved energi- og ressourceforbrug til anlæg og drift af videre-gående rensning. Arbejdsmiljømæssige aspekter og miljøbelastning ved udled-ning af sundhedsskadelige mikroorganismer er ikke vurderet.

Den danske spildevandssektor har igennem de sidste årtier været stærkt præget af en øget centralisering og en forbedret renseeffekt på de mere avancerede ren-seanlæg. I 2004 renses således langt størstedelen af spildevandet på MBDN(K) anlæg på over 10.000 PE. Spildevandsrensningen på forholdsvis store MBDN(K) anlæg med slamforbrænding er valgt som basis for at vurdere de videregående renseteknologier.

Der er foretaget en gennemgang af følgende udvalgte miljøfremmede stoffer samt deres fjernelse i kommunale renseanlæg målt i nationale overvågnings-programmer NOVA2003 og NOVANA:

• Tungmetaller(Cd, Pb og Ni) • Sundhedsskadelige mikroorganismer(E.coli, Enterokokker, Coliforme bak-

terier) • Hormonforstyrrende stoffer(17α-ethinyløstradiol og det naturlige østrogen,

17ß-østradiol) • PAH • DEHP • Detergenter (LAS & NPE) Følgende renseteknologier er udvalgt for viderebehandling af renset spildevand og beskrevet m.h.t renseeffekt, ressourceforbrug og økonomi.:

.


• Sandfiltrering • Membran Bio Reaktor • Ozonbehandling • UV behandling • UV i kombination med oxidationsmidler

Andre iltnings metoder (ren ilt, brintperoxid etc.), aktiv kul filtrering samt membranfiltrering er kun kort beskrevet.

Et overslag over de samlede omkostninger (drift- og anlægsomkostninger ekskl. moms) for de fem avancerede renseteknologier er opgjort til følgende:

Rensemetode Pris [kr/m3 renset spildevand]

Sandfiltrering 0,35

Ozonbehandling 0,20

UV behandling til desinfektion 0,12

UV i kombination med oxidationsmidler- Ozon efterfulgt af UV - UV og ozon - UV og brintoverilte

0,12 0,30 0,51

MBR 0,65

Sandfiltrering er den avancerede renseteknologi, der har den mindste potentielle miljøpåvirkning ved fjernelse af de udvalgte tungmetaller, hormonforstyrrende stoffer samt organiske miljøfremmede stoffer. Dvs. at forskellen mellem de in-ducerede og de undgåede miljøpåvirkninger er størst.

En af de vigtigste årsager til, at ozonbehandling og MBR har større potentiel miljøpåvirkning end sandfiltrering i dette projekt skyldes energiforbruget med den deraf følgende miljøpåvirkning.

Et scenarie, der vil pege i retning af mindre undgåede miljøpåvirkninger, vil være udbringning af slam på landbrugsjord. Herved vil f.eks. tungmetallerne bidrage til økotoksiciteten for jord.

.


Summary

EU's Water Framework Directive (WFC) (2000/60/EF) includes interventions to reduce environmental toxic compounds in the water environment, which are expected to be formulated in the coming new daughter directive to the WFD. It is expected that water quality demands will be formulated for 33 prioritized compounds, which are defined in the parliament and council decision no. 2455/2001/EF. Further, the daughter directive is expected to demand on control and reduction of discharges to the water environment.

When new effluent criteria are defined, many of the existing wastewater treat-ment plants will have to improve their treatment efficiency. Therefore, there will be a need to establish tertiary treatment like ozonation, ultra violet treat-ment, sand filtration, etc.

There are many aspects to be taken into consideration when advanced treatment technology is to be selected. It includes technical, economical and environ-mental conditions, where each can have a major impact on the selection.

This project comprises a holistic appraisal of selected treatment technologies, whereby it is possible to use the method for selection of the best available tech-nology. The sustainability of the treatment technologies are included where the advantages to the environment are evaluated against the consumption of energy and resources for establishing and operating the treatment technology. Occupa-tional hazards and environmental impacts from dicharges of disease carrying microorganisms are not included.

Wastewater treatment in Denmark has during the last decade been through a process of more centralisation including improved treatment efficiency on more advanced wastewater treatment plants. In 2004, most of the wastewater in Denmark is treated on MBDN(K) wastewater treatment plants with a capacity of more then 10,000 p.e. Wastewater treatment plants with sludge incineration are selected as a basis for evaluating the selected tertiary treatment technolo-gies.

The following environmental toxic compounds are selected including their pos-sible reduction in municipal wastewater treatment plants based on the national surveillance programme NOVA2003 and NOVANA:

• Heavy Metals (Cd, Pb, Ni) • Disease carrying microorganisms (E.coli, Enterococco, Coliform bacteria) • Endocrine disruptors (17α-ethinylestradiol and the natural oestrogen, 17ß-

estradiol) • PAH • DEHP • Detergents (LAS & NPE)

.


The following tertiary treatment technologies are selected and described con-cerning removal efficiency, resource consumption and cost:

• Sand filtration • Membrane Bio Reactor (MBR) • Ozonation • UV treatment • UV in combination with oxidation Other methods of using oxidation (pure oxygen, hydrogen peroxide, etc.), acti-vated carbon filtration and membrane filtration are only briefly described.

A cost estimate of the total expenses (capital and operational costs excluding VAT) for the five tertiary treatment technologies are as shown in the following table:

Treatment technology Cost [DKK/m3 treated wastewater]

Sand filtration 0.35

Ozonation 0.20

UV treatment for disinfection 0.12

UV treatment in combination with oxidation - Ozonation followed by UV treatment - UV treatment and ozonation - UV treatment and hydrogen peroxide

0.12 0,30 0.51

MBR 0.65

Sand filtration is the tertiary treatment technology that has the lowest potential environmental impact, when removing the selected heavy metals, endocrine disruptors and other selected environmental toxic compounds. This means that the difference between the induced and the avoided environmental impact are the largest.

One of the most important reasons for the larger potential environmental impact from ozone treatment and MBR compared to sand filtration is the very high energy consumption, which is leading to a higher environmental impact.

A scenario that will lead to less avoided environmental impact will be disposal of sludge on agricultural land. Hereby the heavy metals will contribute to ecotoxicity for soil.

.


1 Indledning EU's Vandrammedirektiv, der trådte i kraft i 2000, har til formål at beskytte og forbedre vandmiljøet i Europa. I Danmark er vi som følge af Vandrammedirek-tivet derfor forpligtede til at opnå "god økologisk kvalitet" inden 2015. Dette mål, der konkret udmøntes ved at fastsætte vandkvalitetskrav for specifikke stoffer og samleparametre, stiller bl.a. krav til renseanlæggenes evne til at fjer-ne organisk materiale, næringssalte og diverse miljøfremmede stoffer.

Vandkvalitetskriteriet for et stof angiver det højeste koncentrationsniveau, ved hvilket det skønnes, at stoffet ikke vil give anledning til uacceptable negative effekter på vandøkosystemer.

Kvalitetskriterier for kemiske stoffer i overfladevand (vandkvalitetskriterier) bruges som udgangspunkt ved de regionale myndigheders fastsættelse af kvali-tetskrav i forbindelse med overvågning af vandmiljøers tilstand og i forbindelse med meddelelse af udledningstilladelser til virksomheder i følge miljøbeskyt-telseslovens kapitel 4 og 5.

Et kvalitetskrav for overfladevand er det koncentrationsniveau i overfladevand, som skal overholdes eller opnås. Udgangspunktet for fastsættelsen af kravet er vandkvalitetskriteriet, men det er bl.a. også afhængigt af, om der skal udvises særlige beskyttelseshensyn i den konkrete situation.

De forventede kommende krav kan bevirke, at visse renseanlæg måske skal forbedre rensningen. Der kan derfor blive behov for at etablere avancerede ren-seforanstaltninger som f.eks. ozon, UV, sandfiltrering mv.

Der er mange aspekter, der skal vurderes, når en avanceret renseteknologi ud-vælges. Det gælder både de tekniske, økonomiske og miljømæssige forhold, som hver især kan spille en stor rolle for valget af renseteknologi.

I dette projekt foretages helhedsvurderinger af udvalgte renseteknologier, hvormed de opnåelige miljøfordele afvejes imod de tilhørende ulemper ved energi- og ressourceforbrug til anlæg og drift af videregående rensning. Det er muligt at anvende projektet som et værktøj til indledende screening af de(n) mest fordelagtige renseteknologi. Arbejdsmiljømæssige aspekter er ikke vurde-ret.

.


2 Behov for avanceret rensning Forekomsten af miljøfremmede stoffer i miljøet bemærkes stadigt oftere i me-dierne, og resultater af undersøgelser de seneste år har påvist forekomst af mis-dannede fisk flere steder - bl.a. i Århus og Vejle amter. Disse fund giver anled-ning til diskussion mellem politikere, grønne organisationer, borgere mv. I in-ternationalt regi er begræsning af udledninger af miljøfremmede stoffer til vandmiljøet et prioriteret område, og flere internationale konventioner indehol-der forpligtelser om begrænsninger (HELCOM, OSPAR, Stockholm-konventionen m.fl.)

I EU er der gennem Vandrammedirektivet (VRD) (2000/60/EF) lagt op til en indsats over for miljøfremmede stoffer i vandmiljøet, som forventes udmøntet konkret i et kommende datterdirektiv til VRD. Sandsynligvis vil der bl.a blive fastsat vandkvalitetskrav for de 33 såkaldte prioriterede stoffer, der er defineret i Parlamentet og Rådets beslutning nr. 2455/2001/EF. Desuden forventes dat-terdirektivet at ville fastsætte krav vedrørende kontrol og nedbringelse/ophør af udledninger og andre tilførsler til vandmiljøet.

Vedtagelse af dette direktiv kan muligvis medføre skærpede udlederkrav til nogle danske renseanlæg. Pt. er der på Miljøstyrelsens foranledning iværksat et udredningsarbejde i Danmark, der har til formål at vurdere om direktivet bevir-ker behov for supplerende nationale tiltag for at kunne leve op til målsætnin-gerne (Miljøstyrelsen 2006b).

De konventionelle danske aktiv slam anlæg fjerner hovedparten af de miljø-fremmede stoffer til et lavt niveau. De eventuelt skærpede krav til udledning af miljøfremmede stoffer har dog sat avancerede renseteknologier på dagsorde-nen.

Hormonforstyrrende stoffer er en gruppe ud af de mange miljøfremmede stof-fer, der er øget fokus på. Denne stofgruppe kan forårsage hormonforstyrrelser og skadelige virkninger hos organismer. Blandt de hormonforstyrrende stoffer har der særligt været fokus på østrogenerne, der opdeles i steroidøstrogener, som er naturlige og syntetisk fremstillede østrogener, samt xenoøstrogener, der er industrielt fremstillede stoffer med (utilsigtet) østrogen virkning.

Den øgede opmærksomhed på problemstillingen har medført, at der er iværksat forskellige projekter, der skal afdække problemstillingerne og dermed øge vi-densniveauet. Nærværende projekt er et af disse projekter og har til formål at

.


afdække fordele og ulemper af udvalgte avancerede rensemetoder mht. teknik, økonomi, miljø og ressourceforbrug.

Forurening med sundhedsskadelige mikroorganismer er en anden problematik, som der er megen fokus på. Fokus på forurening med sundhedsskadelige mi-kroorganismer er yderligere forstærket af det kommende badevandsdirektiv, der skærper kravene til prøvetagning og antallet af patogener i badevandsområder.

I oktober 2005 indgik EU's ministerråd forlig med Europaparlamentet om det kommende badevandsdirektiv. Dette medfører, at der tidligst fra 2007 vil blive indført skærpede krav. Der vil blive stillet krav til både måling af E. coli og en-terokokker, og kravene til recipienterne differentieres, så kravene til bade-vandskvaliteten i marine recipienter er mere restriktiv end de er i ferske reci-pienter. De kommende badevandskrav vil derfor bl.a. få betydning for de dan-ske renseanlæg, der udleder til marine områder med badevand og for den ind-sats, der skal gøres for at reducere de regnbetingede udledninger, hvor urenset spildevand udledes.

Et nyt EU-direktiv om slamdisponering er under udarbejdelse. Dette direktiv stiller krav til indholdet af tungmetaller og en række andre miljøfremmede stof-fer i slam der ønskes deponeret på landbrugsjord. Det forventes dog ikke, at de forholdsvis restriktive danske krav til indholdet af tungmetaller og andre miljø-fremmede stoffer vil blive skærpet i den forbindelse.

.


3 Behandlet spildevand i Danmark I dette kapitel beskrives kort den eksisterende situation vedrørende spilde-vandsbehandling i Danmark med hensyn til spildevandsmængder, forurenings-komponenter, opbygning af renseanlæg mv. Kapitlet anvendes endvidere som grundlag og udgangspunkt for vurdering af videregående renseteknologier for kommunalt spildevand i de efterfølgende afsnit.

3.1 Forureningskomponenter i dansk spildevand Indholdet af forureningskomponenter i spildevand til kommunale renseanlæg kan variere betydeligt. I nedenstående tabel 3-1 er der angivet middelværdier for indløbs- og udløbskoncentrationer til kommunale renseanlæg. Værdierne er, på nær hvad angår naturlige og syntetiske østrogener, baseret på målinger fra det nationale overvågningsprogram; NOVANA. De angivne udløbskoncentra-tioner anvendes i denne rapport som indløbskoncentrationer til de videregående renseteknologier.

Kombineret med rensegrader for de videregående renseteknologier, som er op-stillet i afsnit 6.3, beregnes de udledte mængder af miljøfremmede stoffer.

.


Tabel 3-1 Typiske indløbs- udløbskoncentrationer og rensegrader for udvalgte forureningskomponenter i dansk kommunalt spildevand (overvejende MBNDK-anlæg). Middelværdier er angivet i tabellen. Hvor der ikke er angivet en fodnote, stammer koncentrationerne fra [Miljøstyrelsen, 2005a]

Stof/stofgruppe Indløbskoncentration Udløbskoncentration Rensegrad

COD

BOD

600 mg/l

280 mg/l

35 mg/l

5 mg/l

94 %

98 %

Cadmium

Kviksølv1

Bly

Nikkel1

Chrom

Zink

Kobber1

Arsen1

0,56 µg/l

0,4 µg/l

8,39 µg/l

11 µg/l

10,1 µg/l

213 µg/l

79 µg/l

3,2 µg/l

0,1 µg/l

0,09 µg/l

2,55 µg/l

6,4 µg/l

5,97 µg/l

88,5 µg/l

6,7 µg/l

1,3 µg/l

82 %

78 %

70 %

42 %

41 %

58 %

92 %

59 %

E.coli

Enterokokker

Fækale colibakterier

2,6 * 107 CFU/100 ml

9,3 * 105 CFU/100 ml

8,6 * 107 CFU/100 ml

9,2 * 104 CFU/100 ml

1,1 * 104 CFU/100 ml

4,5 * 105 CFU/100 ml

99,5 %

99 %

99,5 %

E1 (østron)2

E2 (17β-østradiol)2

EE2 (ethinyløstradiol)2,3

70 ng/l

12 ng/l

0,5 ng/l

7 ng/l

1,2 ng/l

0,1 ng/l

> 90 %

> 90 %

80 %

PAH

DEHP

Nonylphenoler

LAS

Bisphenol A

Phenol

AOX

0,00-0,11 µg/l

9,03 µg/l

1,35 µg/l

826 µg/l

2,35 µg/l

21,5 µg/l

78,6 µg/l

0-0,01 µg/l

1,93 µg/l

0,52 µg/l

417 µg/l

0,47 µg/l

13,9 µg/l

36,1 µg/l

> 90 %

79 %

61 %

50 %

80 %

35 %

54 %

[Miljøstyrelsen, 2005a] [Miljøstyrelsen, 2005b] [Miljøstyrelsen, 2005c] [Miljø-styrelsen, 2003c]. 1 Data stammer fra [Miljøstyrelsen, 2005b] fra analyser foretaget på danske renseanlæg i perioden 1998-2003. 2 Samlet skøn for anlæg med kvælstof-fosfor fjernelse (MBN/MBND) baseret på data fra følgende kilder: [Miljøstyrelsen, 2005c], [Hilbert Nygaard et al, 2004a] [Hilbert Nygaard et al, 2004b] og [Kjølholt et al, 2003]. 3 EE2 er ikke påvist i udløb fra MBN/MBND-anlæg og værdien er derfor sat til 0,1 ng/l svarende til detektionsgrænsen for stoffet i rene vandprøver [Miljøstyrelsen 2005c].

.


Koncentrationerne af tungmetaller, PAH, DEHP, nonylphenol, LAS, Bisphe-nol-A, phenol og AOX stammer fra NOVANA-målingerne.

Naturlige og syntetiske steriod østrogener indgår p.t. ikke i NOVANA-programmet, og tallene i tabel 3-1 er derfor baseret på en samlet vurdering af kemiske måledata for frie østrogener fra to miljøprojekter (nr. 799 og 977) samt et specialeprojekt [Hilbert Nygaard, 2004a], da disse stoffer ikke indgår i NOVANA-programmet.

Det er valgt at basere vurderingen på frie østrogener da der ikke i alle undersø-gelser findes data for totale østrogener (frie + konjugerede) og fordi de konju-gerede østrogener har vist sig typisk kun at udgøre en mindre del af den totale mængde [Miljøstyrelsen 2005c].

Rensegraderne er beregnet ud fra ind- og udløbskoncentrationerne. For en ræk-ke stoffer som f.eks. LAS, vurderes rensegraderne i konventionelle renseanlæg generelt at være væsentligt højere, end de rensegrader der er angivet i tabellen.

3.2 Renseanlæg Tendensen i Danmark har de seneste år været, at antallet af renseanlæg mind-skes og de største af anlæggene bliver endnu større. Dette er en tendens, der givetvis også i de kommende år vil fortsætte, specielt efter kommunalreformen, som gennemføres i januar 2007. Hermed vil en række af de nye storkommuner have flere mindre renseanlæg, som enten skal renoveres eller nedlægges med overpumpning til større anlæg.

Af nedenstående tabel fremgår antallet af kommunale og private renseanlæg større end 30 PE i henholdsvis 1989 og 2004.

Tabel 3-2 Antal danske renseanlæg > 30 PE i 1989 og 2004

År Kommunale anlæg Private anlæg Total

1989 1.622 358 1.980

2003 1.193 237 1.430

[Miljøstyrelsen, 2005a]

Det ses af ovenstående, at antallet af renseanlæg er faldet markant, og i 2004 er der yderligere blevet nedlagt 47 anlæg. For tiden er der 29 anlæg mellem 50.000 og 25.000 PE og 71 anlæg mellem 25.000 og 10.000 PE.

.


1

10

100

1000

10000

100000

1000000

0 200 400 600 800 1000 1200

Antal

Antal PE

Renseniveau Antal anlæg

M 285

MK 16

MB 426

MBK 201

MBND 11

MBNDK 301

Figur 3-1 Fordelingskurve mellem antal af renseanlæg og anlægs-størrelse fra 2003 [Miljøstyrelsen, 2006]

Data fra Miljøstyrelsen viser endvidere, at alle renseanlæg >25.000 PE behand-ler ca. 73 % af alt spildevand tilledt kommunale anlæg, mens alle renseanlæg >10.000 PE behandler mere end 87 % af alt spildevand tilledt kommunale an-læg. [Miljøstyrelsen, 2006]

I dette projekt anvendes en nedre grænse af renseanlæg på 10.000 PE til bereg-ning af miljøpåvirkning samt opgørelse af økonomi.

3.3 Renseteknologier I takt med at de store renseanlæg bliver endnu større som følge af, at mindre anlæg bliver nedlagt, er der hermed også en tendens til, at spildevand renses bedre i Danmark.

I nedenstående tabel er angivet %-andele renset spildevand indenfor 3 kategori-er af renseteknologier for de kommunale renseanlæg før Vandmiljøplanen i 1987 samt data for år 2004.

.


Tabel 3-3 % renset spildevand indenfor kategorierne M(K), MB(K), MBN(K) og MBND(K) for danske kommunale renseanlæg >30 PE.

M(K) MB(K) MBN(K) og MBND(K)

2004 % renset spildevandsmængde 1,5 9 90,5

Før Vandmil-jøplanen i 1987

% renset spildevandsmængde2 20,5 69 0,5

[Miljøstyrelsen, 2005a]

Som det ses af ovenstående blev kun 0,5% af alt spildevand i Danmark renset på et MBN(K) eller MBND(K)-anlæg før Vandmiljøplanen i 1987.

Med Vandmiljøplanen blev der sat fokus på renseanlæggenes udledning af næ-ringssalte, og kravene til rensning blev forøget. Det har medvirket til en gradvis forbedring af spildevandsrensningen i Danmark. I 2004 blev 90,5% af alt spil-devand til kommunale anlæg renset i MBN(K) og MBND(K)-anlæg.

3.4 Sammenfatning Den danske spildevandssektor har igennem de sidste årtier været stærkt præget af en øget centralisering og en forbedret renseeffekt på de mere avancerede ren-seanlæg. I 2004 renses således langt størstedelen af spildevandet på MBDN(K) anlæg på over 10.000 PE.

Spildevandsrensningen på forholdsvis store MBDN(K) anlæg er valgt som ba-sis for de videregående renseteknologier. Som ind- og udløbskoncentrationer på anlæggene bruges de data, der er opstillede i tabel 3.1 og som primært stammer fra Miljøstyrelsens rapport "Punktkilder 2004".

I det efterfølgende kapitel beskrives de specifikke stoffer som inkluderes i ana-lysen.

2 10% af spildevandet blev udledt uden rensning

.


4 Stoffer og stofgrupper I dette kapitel gives en kort beskrivelse af de forureningskomponenter, der er udvalgt til projektet og hvor en videregående rensning kan være relevant. Der har ved udvælgelsen været taget hensyn dels til listen over prioriterede stoffer under Vandrammedirektivet i kombination med data om stoffernes forekomst i Danmark (fra NOVANA-programmet), dels til den aktuelle problematik om-kring hormonforstyrrende stoffer i vandmiljøet og endelig til rensebehov relate-ret til Badevandsdirektivet. Følgende komponenter behandles:

• Tungmetaller • Sundhedsskadelige mikroorganismer • Hormonforstyrrende stoffer • PAH • DEHP • Detergenter (LAS & NPE) Ovennævnte stofgrupper beskrives med hensyn til:

• Kilderne til stofferne • Hvilken form stofferne i kommunalt spildevand findes på • Stoffjernelsen i konventionelle renseanlæg • Faktorer der påvirker mulighederne for en øget stoffjernelse • Metoder til fjernelse.

4.1 Tungmetaller Tungmetaller bliver tilført kommunalt spildevand igennem industrielle udled-ninger, private husholdninger og diffuse kilder som regnvand på tagfla-der/render af kobber eller zink.

De opløste uorganiske stoffer, der behandles i dette projekt er udvalgte tungme-taller. Der fokuseres især på kviksølv (Hg), cadmium (Cd), bly (Pb) og nikkel (Ni), men også kobber (Cu), krom (Cr) og zink (Zn) behandles kort.

Disse metaller forekommer i varierende koncentrationer i kommunalt spilde-vand, dels på opløst form og dels på udfældet form som slampartikler. I enkelte tilfælde kan metallerne forekomme på metallisk form.

.


4.1.1 Opløselighed og udfældning af tungmetaller Udfældning af tungmetaller påvirkes af spildevandets pH-værdi, da denne har afgørende indflydelse på, om metallerne er opløst (dvs. på ionform) eller ud-fældede som hydroxider (dvs. på suspenderet form).

Der er imidlertid mange andre stoffer i spildevand, som har indflydelse på, hvordan metallerne forekommer. Nogle af metallerne kan også udfældes som karbonater, fosfater, sulfater, klorider og sulfider. Kviksølv (Hg), bly (Pb), cadmium (Cd), nikkel (Ni), kobber (Cu) og zink (Zn) udfældes mere effektivt som sulfider end som hydroxider. Hvis der er store mængder sulfid i vandet vil metallerne således typisk foreligger som metalsulfider.

Metallernes udfældning vil i høj grad styres af pH samt karbonat- og sulfidind-holdet. I nedenstående figur anføres den teoretiske opløselighed af metallerne (Hg+2, Cd+2, Pb+2, Ni+2, Cu+2, Cr+3 og Zn+2) ved forskellige pH-værdier beregnet ud fra metallernes opløselighedsprodukter [Dahl, 1997] [Hartinger, 1994].

Opløselighed af tungmetaller

Pb

Cr

Ni

Zn

Hg

Cu

Cd

1E-13

1E-11

1E-09

0,0000001

0,00001

0,001

0,1

10

1000

100000

10000000

6 7 8 9 10 11

pH

Opl

øst m

etal

, mg/

l PbCrNiCuZnCdHg

I figuren er der ikke taget højde for, at visse metalhydroxider er amfotere og genopløses, når der er stor koncentration af hydroxylioner (ved høj pH-værdi). Det gælder f.eks. zink, cadmium og krom. Zink danner således af zinkationer efter følgende reaktionsskema:

Zn(OH)2 + 2 OH- ↔ ZnO2-2 + 2 H2O

Det betyder i praksis, at zink ved høje pH-vædier udfældes mindre effektivt end vist på figuren. Ved pH > 11 vil en betydelig mængde zink findes på opløst form.

.


Ovenstående figur viser, at indholdet af opløst kviksølv, krom, bly og kobber vil ligge under 0,1 mg/l ved pH = 8. Zink samt især nikkel og cadmium vil væ-re meget begrænset udfældet ved pH = 8.

Normalt findes flere metaller i vandet samtidig, og i så fald gælder de teoretiske opløselighedskurver ikke fuldt ud. Når et metal udfældes sammen med andre metaller, vil man ved fældning af de første metaller "medrive" en del af de me-taller, som ellers fælder dårligt ud. Fænomenet udnyttes ved rensning af indu-strispildevand, hvor man undertiden tilsætter jern- og aluminiumsalte som fældningsmidler. Ved udfældning af jern- og aluminiumhydroxid, vil andre tungmetaller udfældes bedre, end de normalt fældes. Den samme effekt ses i kommunale renseanlæg med fosfatfældning.

4.1.2 Opløste metalkomplekser Kommunalt spildevand indeholder stoffer, der kan holde metallerne opløst som metalkomplekser (aminer, aminosyre, carboxylsyre, humusstoffer, ammoniak mv.). Dette aspekt er ikke medtaget i nærværende projekt.

4.1.3 Adsorption og optagelse i organisk stof Kommunalt spildevand indeholder en del organiske partikler, som kan binde tungmetallerne ved en sorption til overfladen eventuelt kombineret med en ke-misk binding til overfladen.

Mikroorganismer i spildevand er også i stand til at optage tungmetaller og ind-bygge tungmetaller i cellerne.

4.1.4 Tungmetalfordeling i praksis Som det fremgår af ovenstående er der mange faktorer der bestemmer, om tungmetaller i kommunalt spildevand er udfældede eller på opløst form. Af størst betydning er spildevandets pH-værdi samt dets indhold af karbonat og sulfid. De tungmetaller der er udfældede eller knyttet til det suspenderede stof vil bundfældes i efterklaringstanke og fjernes med overskudsslammet. For ud-løbsvandet kan fjernelse yderligere forbedres ved en filtrering, som fjerner de sidste fine slampartikler.

Kommunalt spildevand indeholder dog mange kompleksdannere, der binder tungmetallerne og dermed holder dem i opløsning. Det kan være kompleksdan-nere udledt fra industrien, eller det kan være naturligt forekommende kompleksdannere i kommunalt spildevand.

De metaller, som kræver en høj pH-værdi til effektiv udfældning som hydroxi-der, vil normalt tilbageholdes forholdsvis dårligt i slammet. Det gælder specielt nikkel og cadmium samt i mindre grad zink. Derfor vil man generelt observere, at en forholdsvis større andel af cadmium, nikkel og zink udledes til recipient sammenlignet med kobber, krom, bly og kviksølv.

.


Når man skal vurdere mulighederne for at reducere tungmetaludledning fra et kommunalt renseanlæg er det vigtigt at undersøge på hvilken form metallerne foreligger. Hvis koncentrationen af opløst metal er høj, kan man normalt for-bedre udfældningen ved at tilsætte fældningskemikalier. Herefter tilstræbes den bedst mulige slamseparation, hvor en effektiv metode til fjernelse af tungmetal-ler er anvendelsen af sandfilter.

I tabel 4-2 er fordelingen mellem opløste og uopløste tungmetaller i renset spil-devand fra 37 store danske kommunale renseanlæg angivet.

Tabel 4-1 Ind- og udløbskoncentrationer samt rensegrader for tungmetaller fra 38 store danske kommunale renseanlæg i 2003. [Miljøstyrelsen, 2005a] samt metalkoncentrationer i slam [Miljøstyrelsen, 2005b]. Andelen af opløst og udfældet metal er beregnet i dette projekt.

Slam Indløb Metal i udløb * Renseanlæg

Metal Total [mg/kg]

Total [µg/l]

Total [µg/l]

Udfældet3 [µg/l]

Opløst3 [µg/l]

% udfæl-det

Rensegrad

Hg 1,3 0,4 0,09 0,016 0,07 17,3 78%

Cd 1,7 0,56 0,1 0,020 0,08 20,4 82%

Ni 26 11 6,4 0,312 6,09 4,9 42%

Pb 64 8,39 2,55 0,768 1,78 30,1 70%

Cu 287 79 6,7 3,444 3,26 51,4 92%

Zn 789 213 88,5 9,468 79,03 10,7 58%

Cr 29 10,1 5,97 0,348 5,62 5,8 41%

* Gennemsnitsværdierne inkluderer anlæg der har et sandfilter, hvorved udløbsværdierne bliver lavere end gennemsnittet for anlæg uden sandfilter. Ovenstående tal i tabel 4-1 stammer fra 38 renseanlæg hvoraf 36 fjerner kvæl-stof og fosfor MBDN(K), mens et anlæg kun fjerner kvælstof (MBDN) og et kun er mekanisk (M). Ovenstående tabel giver en række interessante oplysninger og viser tendenser:

• Kviksølv, cadmium, bly, kobber og krom fjernes i gennemsnit 75-92 % på et kommunalt renseanlæg, mens 66 % af zink fjernes. For nikkel er rense-graden kun 42 %.

• I udløbet fra kommunale renseanlæg foreligger kviksølv, cadmium, nikkel, og zink overvejende på opløst form.

• I udløbet fra kommunale renseanlæg er kviksølv, cadmium, bly, kobber og krom er i væsentligt omfang fjernet i det rensede spildevand.

3 Andelen af opløst og udfældet metal er beregnet på baggrund af 12 mg SS/l i udløbet og en tungmetalkoncentration i udløbet lig indholdet af tungmetalkoncentrationen i slam.

.


4.2 Sundhedsskadelige mikroorganismer Bakterier i spildevand stammer primært fra fæces. I Miljøprojekt Nr. 684 fra 2002 er den hygiejniske kvalitet af spildevand fra offentlige renseanlæg be-skrevet og vurderet på basis af et litteraturstudium og et undersøgelsesprogram på danske renseanlæg. Rapporten beskriver forekomsten af udvalgte mikroor-ganismer i urenset og renset spildevand samt renseeffekter for de undersøgte mikroorganismer i kommunale renseanlæg. [Miljøstyrelsen, 2002b]

Hovedkonklusionerne fra rapporten gengives i det følgende, idet tallene danner grundlag for vurderingerne af de videregående rensningsteknologier, der be-handles i denne rapport.

Følgende bakteriologiske parametre (mikroorganismer) er der arbejdet med i Miljøprojekt Nr. 684:

• Total coliforme bakterier • E-coli • Fækale enterokokker • Campylobacter • Salmonella • Protozoerne (Cryptosporidium parvum og Giardia intestinalis) • Enterovirus

Disse mikroorganismer er valgt ud fra følgende kriterier:

1 Lav infektiøs dosis 2 Høj koncentration i spildevand 3 Smitte via vand

Specielt er Salmonella og Campylobacter valgt, da de regnes for at være de væ-sentligste årsager til diarré hos mennesker.

Undersøgelsen viser, at fjernelsen af bakterier og virus følger fjernelsen af or-ganisk stof og suspenderet stof. Der er endvidere fundet sammenhæng mellem fjernelsen af bakterier og opholdstiden i efterklaringstanke, idet lavere opholds-tid som følge af betydelig nedbør medfører dårligere rensegrader for både bak-terier og traditionelle spildevandsparametre.

Renseeffekten for bakterier og virus i renseanlæg med MBND(K)-opbygning er typisk >99 %. For de to undersøgte renseanlæg var indholdet of enterovirus i det rensede spildevand under detektionsgrænsen, men i litteraturen angives for aktiv slamanlæg rensegrader for enterovirus varierende mellem 30 og 99,5 %. Litteraturen angiver rensegrader i aktiv slamanlæg på mellem 83 og 99,3 % for Giardia intestinalis og på mellem 90,7 og 96,8 % for Cryptosporidium parvum.

De høje rensegrader for bakterier og virus i MBND(K) anlæg, som større dan-ske renseanlæg typisk er opbygget som, skal dog ses i forhold til de meget høje indløbskoncentrationer. Udløbsværdierne fra renseanlæggene er således stadigt

.


relativt høje og væsentligt højere end eksempelvis badevandskriterier. Både indløbskoncentrationer, udløbskoncentrationer og rensegrader ses i Tabel 3-1.

4.3 Hormonforstyrrende stoffer Der er indenfor de sidste 10-20 år kommet fokus på hormonforstyrrende stof-fer, og i særlig grad på stoffer med østrogen eller østrogenlignende virkning, fordi de har vist sig at kunne påvirke kønsudviklingen hos fisk og andre orga-nismer i vandmiljøet. Der fokuseres i dette projekt på de østrogene stoffer.

4.3.1 Typer af østrogene stoffer De østrogene eller østrogenlignende stoffer kan inddeles i tre hovedkategorier: Naturlige østrogener, syntetiske østrogener (p-piller) og xeno-østrogener. De naturlige og syntetiske østrogener kaldes også steroidøstrogener. Udvalgte østrogene stoffer beskrives i nedenstående afsnit.

Naturlige østrogener De naturlige østrogener dannes af alle, men i størst mængde af kvinder i den kønsmodne alder og omfatter følgende:

• Østron (E1) • 17β-østradiol (E2) (det primære aktive østrogen) • Østriol (E3) Syntetiske østrogener Syntetiske østrogene stoffer er kemisk meget nært beslægtede med de naturlige østrogener og anvendes bl.a. til svangerskabsforebyggelse.

• Ethinyløstradiol (EE2) Xeno-østrogener Ud over steroidøstrogenerne findes der et betydeligt antal kemikalier og andre miljøfremmede stoffer, der enten er vist at have østrogen eller østrogenlignende virkning eller mistænkes for det. Disse stoffer betegnes xeno-østrogener. Stof-ferne kan føre til de samme fysiologiske responser som østrogenerne. Andre stoffer kan give en anti-østrogen virkning, hvis de blot blokerer østrogene re-ceptorer uden selv at udløse noget østrogent respons.

Blandt stofferne findes f.eks. dioxiner, PCB og et antal pesticider, men også en række stoffer, der i dag i udstrakt grad anvendes i samfundet. Heriblandt kan særligt nævnes:

• visse phthalater (plastblødgørere) • visse alkylphenoler, især nonylphenolethoxylater (nonioniske detergenter) • bisphenol A (forskellige polymerer/resiner og coatings).

.


4.3.2 Stoffernes østrogene aktivitet Der er betydelig forskel på den østrogene aktivitet af de forskellige stoffer med østrogen eller østrogenlignende virkning. Det mest aktive stof blandt de natur-lige østrogener er 17β-østradiol (E2), der derfor almindeligvis bruges som refe-rencestof, når den relative aktivitet af forskellige østrogener og xeno-østrogener ønskes sammenlignet.

Til sådanne formål benyttes normalt bio-assays baseret på anvendelse af celle-kulturer i laboratoriet, såkaldte in vitro assays, hvor man måler størrelsen af cellernes respons på en påvirkning fra stoffer med østrogen aktivitet (ofte be-nyttet er det såkaldte YES-assay, der betjener sig af en genmodificeret gærstamme). Det er imidlertid ikke i dag muligt direkte at "oversætte" resultatet fra in vitro assays direkte til effektniveauer på fisk og andre akvatiske organis-mer idet stoffernes optagelse i organismerne, deres persistens i miljøet og muli-ge akkumulerende egenskaber vil have stor betydning for, hvordan den potenti-elle østrogenicitet slår igennem i praksis.

Mennesker og andre pattedyr, der alle selv producerer østrogener, og i øvrigt generelt besidder mere avancerede mekanismer til beskyttelse mod miljøpå-virkninger, vil skulle udsættes for betydeligt højere doser af østrogener end f.eks. fisk for at blive påvirket.

4.3.3 Østrogeners forekomst, opførsel og fjernelse i renseanlæg Der er inden for de sidste 5 år publiceret et mindre antal danske undersøgelser, hvor man har analyseret for indhold af naturlige og syntetiske østrogener i ind-løb og udløb fra almindelige renseanlæg for byspildevand. Eksempler fra to publicerede undersøgelser er anført tabel 4-2.

Desuden er der som led i NOVA/NOVANA-programmet moniteret for en ræk-ke industrikemikalier på udvalgte anlæg, hvoraf nogle resultater er præsenteret i tabel 4-3.

Tabel 4-2 Naturlige og syntetiske østrogener i indløb og udløb fra Avedøre (MBNDK), Usserød (MBNDKF), Egå (MBNDKS) og Mårslet (MBNDKS) renseanlæg. Koncentrationer i ng/liter. [Miljøstyrelsen, 2003b] [Hilbert Nygaard et al, 2004a] [Hilbert Nygaard et al, 2004b].

østron (E1) 17β-østradiol (E2)

17α-ethynyløstradiol (EE2)

Renseanlæg

indløb udløb indløb udløb indløb udløb

Avedøre1 19-75 5-11 6,1-27 <1-4,5 <1-1,7 <1-5,2

Usserød1 30-61 <2 8,8-22 <1 1,7-4,8 <1-1,1

Egå2 97±28 1,1 18±7,2 <0,54 - -

Mårslet2 73±11 <DG 20±2 <DG - - 1: 3 prøverunder. 2: 2 prøverunder.

.


Tabel 4-3 Koncentrationsintervaller for miljøfremmede stoffer med østrogenlig-nende virkning i indløb og udløb fra udvalgte, større danske renseanlæg (MBNDK) samt middelværdier for disse stoffer i NOVA 2003's punkt-kildeprogram. Alle værdier er i µg/liter og baseret på 4 flowportionale ugeblandprøver. [Aalborg Kommune, 2004]

Aalborg Vest (2002) Esbjerg Vest (2003) Holstebro (2002) Stof

indløb* udløb indløb udløb indløb udløb

Bisphenol A 1,4 - 4,3 1,5 - 2,6 0,48 - 3,7 <0,1 <0,1 - 0,89 <0,1

Nonylphenoler 1,6 - 1,7 <0,1 - 0,17 1,7 - 2,6 <0,1 - 1,1 2,6 - 5,3 0,17 - 1,6

NPE, 1-2 EO <DG – 7,4 <0,1 - 0,2 <0,1 - 4,4 <0,1 <0,1 <0,1

Octylphenol <0,1 <0,1 <0,1 - 0,14 <0,1 - 0,6 <0,1 - 0,61 <0,1 - <0,5

BBP 0,41 - 0,79 <0,1 0,36 - 1,9 <0,1 <0,1 - 0,42 <0,1

DEHP 13 – 22 0,5 - 1,4 12,5 - 29 0,35 - <1 8,9 - 14 <0,5

DOP <0,1 <0,1 <0,1 - 0,8 <0,1 <0,1 - <0,2 <0,1

DBP 1,3 - 2,2 <0,5 - 0,55 0,65 - 4,6 0,34 - <0,5 <0,1 - 0,7 <0,5

DEP 4,0 - 7,8 <0,2 - 0,63 3,7 - 8,4 0,32 - 0,73 3,4 - 7,1 <0,2 *: Kun to målinger

Damhusåen (2001) Avedøre (2002) (middelværdier)

NOVA2003, middelværdier(1998-2002)

Stof

indløb udløb indløb udløb indløb udløb

Bisphenol A <0,1 - 0,89 <0,05-0,21 1,74 0,28 1,2 0,32

Nonylphenoler 1,6 - 4,2 <0,1 - 0,16 3,98 0,32 3,4 -

NPE, 1-2 EO 4,8 - 6,2 <0,13-<0,2 i.m. i.m. 4,1 -

Octylphenol <0,1 <0,1 i.m. i.m. (0,82)** -

BBP 0,46 - 0,94 <0,1 7,0 <DG 0,89 -

DEHP 14 – 28 <0,5 - 6,6 34 1,3 16,5 2,95

DOP <0,1 - 0,17 <0,1 i.m. i.m. - -

DBP <0,5 – 2,4 <0,5 - 0,94 0,99 <DG 1,5 -

DEP 3,2 - 9,2 <0,2 - 0,36 10 <DG 5,3 - ** Middelværdi for de målinger, hvor værdien var større end DG - : Middelværdi ikke beregnet fordi >50% af målingerne lå under DG. i.m. = ikke målt; DG = detektiongrænse NPE = nonylphenolethoxylater med 1-2 ethoxygrupper BBP = benzylbuthylphthalat DEHP = di-(2-ethylhexyl)phthalat DOP = di-n-octylphthalat DBP = di-n-buthylphthalat DEP = diethylphthalat

.


Middelværdierne fra NOVA2003-programmets punktkildeprogram er baseret på målinger på de 38 renseanlæg, der er udvalgt til monitering for miljøfrem-mede stoffer. 36 af disse anlæg er MBND/MBNDK-anlæg.

Når steroidøstrogener kommer ud i spildevandssystemet er det altovervejende på inaktiv form. Imidlertid begynder der ret hurtigt at ske en tilbagetransforme-ring til de aktive østrogener. På renseanlæg nedbrydes stofferne af mikroorga-nismerne og en mindre del af stofferne fjernes desuden fra vandstrømmen med overskudsslammet [Miljøstyrelsen, 2004].

Udenlandske forsøg viser, at primær rensning kun i ringe grad fjerner østroge-ner fra spildevandet, mens rensning, der tillige omfatter behandling i aktiv slam-systemer, i betydelig grad eliminerer både naturlige og syntetiske steroid-østrogener. Fjernelsen i aktiv slam-anlæg er proportional med slamalderen og formodentlig også med den hydrauliske opholdstid [Miljøstyrelsen, 2004].

Stofferne E2 og E3 elimineres effektivt i aktiv slam-systemer, mens den obser-verede fjernelse af E1 varierer mere og EE2 nedbrydes endnu langsommere, eftersom det stort set kun er under nitrifikationen at stoffet omdannes [Ander-sen et al., 2003].

Under anoxiske (denitrificerende) betingelser er nedbrydningen af E1 og EE2 betydeligt langsommere end ved aerobe forhold (10-20 gange), mens nedbryd-ningen af E2 ikke er væsentligt langsommere. [Miljøstyrelsen, 2004]

Teknologiske muligheder for fjernelse på renseanlæg

Processerne og mekanismerne hvormed steroidøstrogener omdannes og ned-brydes i renseanlæg er endnu ikke fuldt belyst. Der er dog indikationer på for-bedrede muligheder for reduktion af disse stoffer på renseanlæg.

Den væsentligste fjernelse af steroidøstrogener på traditionelt opbyggede ren-seanlæg sker i forbindelse med kvælstoffjernelsen. Det er således en grundlæg-gende forudsætning, at sådanne renseanlæg er forsynet med et aktivslam-system, mens det ikke med den nuværende viden kan siges, om der er forskel på systemer med serieforbundne tanke og systemer med alternerende drift.

Observationer på fuldskala renseanlæg tegner følgende billede af mulighederne for fjernelse af østrogenlignende stoffer:

• Højere total slamalder • Længere hydraulisk opholdstid • Efterpolering (f.eks. ved anvendelse af sandfilter eller ozonanlæg).

Vedrørende sandfiltre har undersøgelser i laboratoriet under kontrollerede for-hold [Miljøstyrelsen, 2004] vist, at kun en beskeden del af østrogenerne i renset spildevand er partikelbundet. Observationer på to fuldskalaanlæg [Hilbert Ny-gaard et al., 2004a] [Hilbert Nygaard et al., b] indikerer imidlertid, at sandfiltre

.


tilsyneladende alligevel kan bidrage til fjernelse af restkoncentrationer efter de biologiske omsætningstrin på renseanlægget.

4.4 PAH PAH (polycykliske aromatiske kulbrinter) dækker over en lang række organi-ske forbindelser som bl.a. naftalener, phenantrener og pyrener. PAH'er dannes primært ved ufuldstændige forbrændingsprocesser, men findes også som uren-heder i nogle olieprodukter, asfalt og creosot. Flere af stofferne er kræftfrem-kaldende eller under mistanke for at være det. PAH'er er generelt hydrofobe og som sådan næsten uopløselige i vand.

Mens de fleste af stofferne under anaerobe forhold er meget svært nedbrydelige finder nedbrydning sted under aerobe forhold om end de store PAH'er selv un-der disse forhold også nedbrydes langsomt.

Tilløbskoncentrationen af PAH'er ligger på hårdt belastede renseanlæg typisk på 100-500 ng/l. På de fleste kommunale renseanlæg fjernes >90% af PAH-forbindelserne, så udløbskoncentrationerne normalt ligger under detektions-grænsen på 10 ng/l. PAH'erne genfindes i slammet, hvor der er målt forholdsvis høje koncentrationer, som viser, at der i højere grad er tale om en fysisk udskil-lelse (sorption) end en biologisk nedbrydning. I slammet findes PAH-indhold på 1-100 mg/kg TS på hårdt belastede renseanlæg, mens værdier på svagt bela-stede renseanlæg typisk ligger omkring 0,1-1,0 mg/kg TS.

PAH i udløbet af renseanlæg vil overvejende være knyttet til det suspenderede stof. Derfor vil sandfiltre, som reducerer SS koncentrationen i udløbet kunne reducere udledningerne af PAH. Da koncentrationerne dog i forvejen er meget små, vil reduktionen ofte ikke være målelig.

4.5 DEHP DEHP (Di-(2-ethylhexyl)phthalat) er en delvis vandopløselig forbindelse, der anvendes som blødgører i PVC og andre plaststoffer, samt i rustbeskyttelses-middel, maling og lak. I kommunalt spildevand varierer indløbskoncentrationer til renseanlæggene typisk fra 5 til 25 µg/l, mens koncentrationen i konventio-nelt renset spildevand typisk er 0,5 til 5 µg/l. Værdierne afhænger meget af de lokale forhold i kloakoplandet, hvor industrien er den største kilde til DEHP.

Fra punktkilder 2003 (Københavns kommune) er der anført følgende tal for Renseanlæg Damhusåen [Miljøstyrelsen, 2005b]:

Vandmængde: 26,1 mill. m3/år Slammængde: 5053 tons TS DEHP i tilløb: 335 kg/år svarende til 12,8 µg/l DEHP i udløb: < 23 kg/år svarende til < 0,9 µg/l DEHP i slam: 91 kg/år svarende til 18 mg/kgTS

.


Ud fra ovenstående tal kan det beregnes, at 27 % af den tilførte mængde tilba-geholdes i slammet, mens mindre end 7 % udledes til recipienten. Følgelig må 66 % af det tilførte DEHP nedbrydes i renseanlægget. Disse tal må dog tages med et vist forbehold, da tallene er baseret på 4 spildevandsprøver og kun én slamprøve. Slamanalyserne stemmer dog nogenlunde med analyser fra tre fyn-ske renseanlæg (Ejby Mølle, Nyborg Centralrenseanlæg og Gislev) hvor man i 1999 og 2001 har fundet DEHP koncentrationer i slam på 13-25 mg/kg TS.

Andre undersøgelser på Hillerød og Herning renseanlæg tyder på, at ca. 50 % af DEHP tilbageholdes i slammet, hvilket er noget højere tilbageholdelse end på Renseanlæg Damhusåen.

4.6 Detergenter Detergenter er en stofgruppe, der blandt andet anvendes i vaskemidler og ren-gøringsmidler. Stofferne, der er overfladeaktive stoffer, kaldes også tensider.

Da stofferne indeholder en hydrofob (vandskyende/fedtopløselig) molekyle-ende og en hydrofil (vandopløselig) molekyle-ende nedsætter de vandets over-fladespænding. Den fedtopløselige ende vil kunne binde sig til partikler, snavs og olie og vil dermed kunne løsrive dette fra overflader, mens den vandopløse-lige ende vil holde partiklerne i suspension, hvorved de kan skylles bort med vandfasen.

4.6.1 Fire grupper af detergenter Detergenterne opdeles i fire grupper - anioniske, kationiske, nonioniske og am-fotere (kan optræde som anionisk eller kationisk detergent afhængig af pH). Tabellen giver eksempler på stoffer i de fire grupper - samt deres anvendelses-område.

Tabel 4-4 Oversigt over de enkelte grupper af detergenter, eksempler på de-tergenter og deres anvendelse

Detergentgruppe Stoffer/stofgrupper Anvendelse

Anioniske LAS (lineære alkylbenzensulfonater)

Alkylsulfonater

Tetrapropylenbenzensulfonat (TPBS)

Opvaskemidler, vaske-

pulver, shampoo, flyden-

de sæbe

Kationiske Kvarternære ammoniumforbindelser

DTDMAC

Dodecyl(ethyl-

benzyl)dimethylammoniumchlorid

Tekstilskyllemidler, anti-

statiske midler

Nonioniske Alkylphenolethoxylater (nonyl- og oc-

tylphenolpolyethoxylater)

Alkoholethoxylater

Maling, lakker, lim, pesti-

cider, shampoo, vaske-

pulver, cremer, smøreoli-

.


Alkylpolyglycosider (under udvikling) er, isolationsskum

Amfotere Alkylbetain Shampoo, tæpperens,

hudrenseprodukter

Den vandopløselige ende af de anioniske detergenter er oftest sulfonat, sulfat eller carboxylsyre, mens den hos de kationiske detergenter for hovedparten in-deholder kvartenær ammonium. Nonioniske detergenter indeholder den vand-opløselige del polyglycol-ethergrupper. Den fedt-opløselige ende af lange lige eller forgrenede alkylkæder eller alkylarylkæder findes hos alle grupper.

Detergenterne fremstilles ofte ud fra en teknisk blanding, hvilket betyder, at de tit vil indeholde en blanding af stoffer.

4.6.2 Væsentlige miljøegenskaber TPBS har især været anvendt i 1970’erne. Stoffet er svært nedbrydeligt og gav dengang anledning til kraftig skumdannelse i vandløb og søer. Nu anvendes stoffer som LAS, der er lettere nedbrydeligt under iltholdige forhold. De katio-niske detergenter udgør den giftigste gruppe, og de nedbrydes langsomt.

Alkylphenolethoxylaterne vil ved nedbrydning danne alkylphenoler (f.eks. no-nylphenol), som er giftige og ophobes i miljøet. Derudover har de en østrogen-lignende effekt. I Danmark er disse detergentstoffer derfor i stort omfang erstat-tet af de lettere nedbrydelige alkoholethoxylater.

4.6.3 LAS LAS står for lineære alkylbenzensulfonater. LAS tilhører gruppen af anioniske detergenter og er det mest almindelige kunstige vaskeaktive sæbestof, som an-vendes i de fleste vaskemidler. Derfor findes det i betydelige mængder i kom-munalt spildevand. På det kommunale renseanlæg sker dels en nedbrydning og dels en fjernelse af LAS med slammet, men undersøgelser har givet meget for-skellige resultater.

I NOVANA målingerne er ind- og udløbskoncentrationer til konventionelle renseanlæg fundet til at være omkring hhv. 0,8 mg/l og 0,4 mg/l. [Miljøstyrel-sen, 2005a].

I rapporten Punktkilder 2003 fra Miljøstyrelsen angives det derimod, at LAS på Damhusåen renseanlæg, nedbrydes 87 %, mens 12,5 % tilbageholdes i slammet og kun 0,5 % udledes med det rensede spildevand. Fra Ejby Mølle Renseanlæg har man tilsvarende tal hvor 70 % nedbrydes, 30 % tilbageholdes i slammet og 0,1 % udledes med det rensede vand.

.


4.6.4 Nonylphenol(ethoxylater) Stoffet nonylphenol (NP) er det miljømæssigt mest problematiske nedbryd-ningsprodukt af det non-ioniske tensid, nonylphenol(poly)ethoxylat (NPE) og måles ofte sammen med de beslægtede delvise nedbrydningsprodukter no-nylphenol-monoethoxylat og nonylphenol-diethoxylat (NPEO1-2). NPE er ble-vet anvendt i mange opvaske- og rengøringsmidler samt i farve og lak, lim, bindemidler og kosmetik, og nedbrydningsprodukterne findes derfor i praksis i alt kommunalt spildevand, selv om der i dag er betydelige restriktioner på an-vendelsen af NPE.

Det skal nævnes, at NPEO1-2 og NPE danner NP ved en anaerob rensning, mens NP ikke nedbrydes videre i rådnetanken. Derfor kan man undertiden finde mere NP i udrådnet slam, end der er tilført renseanlægget. Ved aerob rensning vil hele gruppen af nonylphenoler og nonylphenolethoxylater kunne nedbrydes i et vist omfang.

Nonylphenol har en ret lav vandopløselighed og forekommer typisk i koncen-trationer på ca. 3 µg/l i tilløbet til kommunale renseanlæg (tabel 3-1).

Undersøgelser på Herning og Hillerød renseanlæg viser, at 25-60 % af NP fjer-nes i primærtanken, mens 5-15 % fjernes med det biologiske slam. Der sker endvidere en vis nedbrydning af NP ved den biologiske rensning, således at kun 5-10 % bliver udledt med det rensede spildevand med typiske koncentrationer på ca. 0,5 µg/l.

4.7 Sammenfatning Der er foretaget en gennemgang af forekomsten af de udvalgte miljøfremmede stoffer og fjernelse i kommunale renseanlæg målt i nationale overvågningspro-grammer NOVA2003 og NOVANA.

Størstedelen af de miljøfremmede stoffer nedbrydes i renseanlægget. Dog er der restkoncentrationer af persistente og bioakkumulerbare stoffer i det rensede spildevand, som bidrager med potentielle miljøfremmede stoffer.

De større danske renseanlæg, der i hovedsagen er opført eller ombyggede i medfør af Vandmiljøplanens krav, er ikke designede eller dimensionerede til at håndtere miljøfremmede stoffer, men derimod til at omdanne og nedbry-de/fjerne organisk stof og næringsstoffer (NPO). Det har imidlertid vist sig, at de meget aktive mikrobielle miljøer og processer anlæggene er opbygget om-kring, også i stor udstrækning er i stand til at fjerne mange af de mest proble-matiske miljøfremmede stoffer fra vandfasen enten ved nedbrydning eller ved at stofferne sorberes til slammet. Ofte er fjernelsen så god, at det rensede spil-devand kan overholde de gældende kvalitetskriterier for stofferne i overflade-vand enten umiddelbart eller efter en beskeden initialfortynding.

.


5 Screening af renseteknologier For senere at fokusere på de mest lovende videregående renseteknologier er der i dette kapitel foretaget en screening af diverse mulige renseteknologier.

Følgende renseteknologier for viderebehandling af renset spildevand beskrives kort med hensyn til metodebeskrivelse og forventet renseeffekt:

• Sandfiltrering • Membranfiltrering • Membran BioReaktor • Aktiv kul filtrering • Ozonbehandling • UV behandling • UV i kombination med oxidationsmidler • Andre iltnings metoder (ren ilt, brintperoxid etc.)

5.1 Sandfiltrering Sandfilteranlæg anvendes på en række danske renseanlæg som sidste rensetrin inden spildevandet udledes til recipienten. Ved sandfiltrering reduceres primært restkoncentrationer af suspenderet stof, hvorved en reduktion i suspenderet fos-for og suspenderet organisk stof opnås. Sandfiltrene har dog også en renseef-fekt på andre stoffer der er knyttet til det suspenderede stof, som bl.a. indholdet af bakterier og tungmetaller.

Sandfiltrering kan kombineres med kemikalietilsætning, som primært gøres for at forøge fjernelsen af opløst fosfor (kontaktfiltrering), eller med tilsætning af letomsætteligt kulstof til fjernelse af restkoncentrationer af nitrat (denitrifika-tion).

Et sandfilter kan opbygges som et konventionelt filter, hvor tilførslen af spilde-vand stoppes, når filtret skal returskylles. Et alternativ hertil er et kontinuert arbejdende filter, hvor filtret ikke stoppes for returskylning og rengøring.

Konventionelle filtre er normalt opbygget som gravitationsfiltre med et- eller flerlags filtermedier hvor sand er det mest anvendte filtermateriale. Filtermate-rialet kan være sandkorn i forskellig finhed, granuleret kul (anthracit), eller fil-tergranulat udført i kunststof.

.


I kontinuert arbejdende filtre tilledes spildevandet ofte nedefra. Det indkom-mende vand filtreres op gennem filtermaterialet, mens sandet bevæger sig ned-ad. Samtidig med filtreringsprocessen renses det forurenede sand i en sandva-sker, og de udskilte forureningskomponenter fjernes fra filtret sammen med vaskevandet.

5.2 Aktivt kul filtrering Filtrering på aktivt kul er en renseteknologi, der er meget udbredt specielt i for-bindelse med rensning af overfladevand til drikkevandsforsyning. Anvendelsen af aktivt kul filtre giver mulighed for en lang række processer af både fysisk, kemisk og mikrobiologisk karakter. Aktiv kul kan fremstilles med forskellige egenskaber, og valget af aktiv kul type må afpasses efter de konkrete problem-stillinger.

Aktivt kul har en stor overflade og dermed en stor adsorptionsevne over for or-ganiske forbindelser. Effektiviteten overfor forskellige organiske forbindelser varierer dog betydeligt. Generelt er aktiv kul mest effektiv til adsorption af stof-fer med høj molekylevægt, højt kogepunkt og højt brydningsindeks.

Aktiv kul er hydrofob (vandskyende) og er derfor bedre til at adsorbere hydro-fobe stoffer end hydrofile (vandopløselige) stoffer. Lange alifatiske molekyler er hydrofobe og adsorberes derfor bedre end stoffer med korte alkylgrupper.

Svage organiske elektrolytter i form af organiske syrer og aminer adsorberes desuden bedre på udissocieret form end på ionform.

Jo højere koncentrationen af organisk stof er i vand, des mere stof vil der nor-malt optages i kullene. Det gælder dog ikke for de overfladeaktive stoffer, hvor adsorptionen er konstant og dermed uafhængig af koncentrationen.

Aktiv kul er velegnet til adsorption af mineralolieprodukter, BTEX, PAH, phe-noler, aromater, pesticider, overfladeaktive stoffer samt mange halogenerede organiske forbindelser og farvestoffer. Derimod er aktiv kul ikke velegnet til lavmolekylære alkoholer.

Når der i spildevandet findes miljøfremmede stoffer sammen med større mængder andre organiske stoffer, vil kulfiltre adsorbere begge slags stoffer. Kullenes kapacitet til fjernelse af de miljøfremmede stoffer kan herved reduce-res kraftigt, hvorved metoden bliver dyr, fordi kullene mættes hurtigere.

Filtre med aktiv kul er normalt trykfiltre, hvor kullene er anbragt i en kolonne med vandgennemstrømning. Når kullene er mættet med organisk stof, hvilket typisk vil være tilfældet når 5-10 % af kullenes vægt er adsorberet, skal de kas-seres eller regenereres. Mindre kolonner kan også leveres som engangs-kolonner i plast, hvor hele plastbeholderen med indhold udskiftes og mættede kul sendes til forbrænding.

.


I kolonnen skal der være en passende kontakttid mellem vand og kul, så de or-ganiske forbindelser kan blive opfanget på kullenes overflade. En opholdstid på 10-20 minutter er normalt tilstrækkeligt til at sikre en god adsorption.

Figur 5-1

Dobbelt aktivt kulfilter med et flow på 200 m3/h

5.3 Membranfiltrering Ved traditionel filtrering fjernes typisk partikulært stof og kolloider. Ved mem-branfiltrering kan rensningen udvides til at fjerne flere stofgrupper - bl.a. oplø-ste stoffer. Membranfiltreringen opdeles typisk i mikrofiltrering (MF), ultra-filtrering (UF), nanofiltrering (NF) og omvendt osmose (RO, efter det engelske udtryk Reverse Osmosis). I nedenstående tabel er typiske karakteristika for de forskellige membranfiltre angivet.

Tabel 5-1 Generel karakteristik af membranfiltreringsprocesser

Membran filtre-ringsproces

Drivende kraft for membran-filtret

Typisk sepa-rationsme-kanisme

Pore størrelse

Typisk drifts-område

Permeat beskrivelse

Komponen-ter, der ty-pisk fjernes

Mikrofiltrering Hydrostatisk trykdifferens eller vakuum i åbne tanke

Sigtning > 50 nm 0,08 - 2,0 µm Vand + opløste stoffer

TSS, turbidi-tet, protozoer, nogle bakteri-er, og vira

Ultrafiltrering Hydrostatisk trykdifferens

Sigtning 2 - 50 nm 0,005 - 0,2 µm Vand + små molekyler + opløste stoffer

Store moleky-ler, de fleste bakterier, nogle vira, proteiner

Nanofiltrering Hydrostatisk trykdifferens

Sigtning + diffusion + eksklusion

< 2 nm 0,001 - 0,01 µm Vand + meget små molekyler, ioner+ opløste stoffer

Små moleky-ler, en del af vandets hårdhed, vira

.


Membran filtre-ringsproces

Drivende kraft for membran-filtret

Typisk sepa-rationsme-kanisme

Pore størrelse

Typisk drifts-område

Permeat beskrivelse

Komponen-ter, der ty-pisk fjernes

Omvendt osmo-se

Hydrostatisk trykdifferens

Sigtning + diffusion + eksklusion

< 2 nm 0,0001 - 0,001 µm

Vand + Meget små

r,

ul-

[Metcalf & Eddy, 2003]

Anvendelse af mikro- og ultrafiltrering af spildevaner på verdensplan mest brugt i forbindelse med genspildevand for kunstvanding af afgrøder eller hvor bruges til procesvand i industrien. Mikro- og ultrafligt brugt som forbehandling i forbindelse med omvspildevand eller havvand eksempelvis bruges til freVed anvendelsen af disse teknologier til spildevandkus på anlæggenes desinfektionsvirkning, men ogsfosfor har været omtalt.

Producenter af membraner og omvendt osmose anlPAH-forbindelser, nonylphenoler og DEHP også fj

Figur 5-2 Omvendt osmose anlæg af fabrikat Silhoforsynet med to posetrykfiltre til forfiltrepacitet: ca. 30 m3/h (dog afhængig af fød

meget små molekyler, ioner+ opløste stoffer

molekyler, farvestoffevandets hårdhed, sfat, nitrat,
calcium og andre ioner
d som efterpoleringsenhed anvendelse af det rensede det rensede spildevand gen-iltrering er desuden alminde-endt osmose anlæg, hvor mstilling af drikkevand. sbehandling er der ofte fo-

å anlæggenes reduktion af

æg oplyser dog, at mange ernes effektivt.

rko, type 03-21. Anlægget er ring samt 21 RO-moduler. Ka-evandet).

.


5.4 Membran BioReaktorer En relativ ny spildevandsteknologi er membran bioreaktorerne (MBR- eller membrananlæg), der erstatter såvel procestanke som efterklaringstanke. MBR-anlæg har dykkede membraner, der kombinerer en biologisk rensning med en effektiv separering af slam og vand i én og samme tank. Anlæggene er yderst pladsbesparende, idet efterklaringstanke spares og volumenet af processtanke pga. stærkt forøgede koncentrationer af biomasse reduceres betydeligt. Samti-digt er rensningen i MBR-anlæg mere effektiv end konventionelle renseanlæg, fordi membranerne kun i ringe grad lader forureningskomponenter passere sammen med det rensede spildevand.

Erfaringer med MBR-anlæg stammer primært fra Canada, USA og Europa. Indtil videre er der ikke etableret anlæg af denne type i Danmark til rensning af kommunalt spildevand. Anlæggene er specielt velegnede, hvis der er strenge krav til det rensede vands indhold af organisk stof, suspenderet stof, mikroor-ganismer eller næringssalte samtidigt med begrænset plads til rådighed. Der er således rapporteret om udløbskoncentrationer fra membrananlæg, der kan sammenlignes med udløb fra et traditionelt anlæg, hvor der som poleringstrin er inkluderet ultrafiltrering.

5.5 Ozonbehandling Ozonbehandling af spildevand kan være relevant i forbindelse med nedsættelse af spildevandets indhold af mikroorganismer (desinfektion), og i forbindelse med nedbrydning af svært nedbrydeligt organisk stof.

5.5.1 Desinfektion af spildevand Ozonanlæg finder anvendelse ved industrielle anlæg samt specielt i svømme-haller, hvor en kombination af ozonering og klorering kan sikre en optimal des-infektion af vandet. Indenfor drikkevandsbehandling, herunder specielt hvor der bruges overfladevand, er ozonering også ofte anvendt. Ved vandindvindin-gen virker ozoneringen desinficerende men primært formål er ofte at nedbryde svært nedbrydeligt organisk stof, som herefter kan omsættes i biologiske filtre.

Anvendelse af ozon til desinfektion af spildevand er ikke udbredt. Dette skyl-des dels forholdsvist høje anlægs- og driftsomkostninger og dels de arbejdsmil-jømæssige forhold, der gør sig gældende ved brug af det stærkt korrosive og giftige ozon.

Ozon virker stærkt oxiderende på spildevandet og der findes en række positive referencer, hvor ozon har været anvendt til desinfektion af spildevand. Oxidati-onen medfører en nedbrydning af celler eller cellemateriale og effekten på vira, sporer og cyster er i høj grad afhængig af doseringen og kontakttiden.

Ved undersøgelser på renseanlæg med forsøgsanlæg er det påvist, at ozonanlæg kan reducere indholdet af termotolerante coliforme bakterier i kommunalt spil-devand fra typisk 4x105 - 4x106 pr. 100 ml til under 1.000 pr. 100 ml, hvilket svarer til renseeffekter på 99,8 - 99,98 %. Denne reduktion er dog meget af-

.


hængig af doseringsmængden. En dosering i størrelsesordenen 20 g/m3 giver en betydelig reduktion (<5.000 CFU pr. 100 ml). Det skal bemærkes, at en lang række lokale faktorer har stor indflydelse på resultatet af ozonbehandlingen. [Miljøstyrelsen, 2003a]

5.5.2 Nedbrydning af svært nedbrydeligt organisk stof Ozon er stærkt oxiderende og kan benyttes ved rensning af spildevand, med en forholdsvis høj industriel belastning. Der er gode erfaringer med rensning af spildevand, hvori COD/BOD forholdet er højt.

I Danmark er Kalundborg Centralrenseanlæg det mest kendte eksempel på an-vendelse af ozon i forbindelse med svært nedbrydeligt organisk stof. Omkring halvdelen af det spildevand, der modtages på anlægget stammer fra industrier i området, ikke mindst fra NovoNordisk/Novozymes produktionsanlæg. Ozon bliver tilsat efter det "traditionelle" biologiske renseanlæg ved hjælp af injekto-rer. Vandet med ozon bliver ledt til kontakttanke, hvor svært nedbrydeligt COD og kvælstof bliver oxideret, så disses indholdet reduceres med over 50 %.

En ulempe ved ozonbehandling af spildevand er, at ozonen kan være med til at danne giftige klorater og bromater.

5.6 UV behandling Anvendelse af UV-bestråling til desinfektion af spildevand er en velkendt tek-nologi, som i en lang årrække har været anvendt i forskellige lande. I Danmark er der indenfor de seneste år også etableret nogle anlæg, bl.a. på Usserød rense-anlæg, Vejle Centralrenseanlæg, Bov renseanlæg samt ved rensning af over-løbsvand fra fællessystem under regn, som ledes til Svanemøllebugten i Kø-benhavn.

Bestråling af levende organismer med ultraviolet lys med en bølgelængde mel-lem 240 og 300 nm er en meget effektiv desinfektionsmetode. Strålerne inde-holder energi, som kan ødelægge molekylestrukturen i de centrale molekyler som DNA, hvorved selve basis for de levende organismer ødelægges. Lav-trykskviksølvlamper er den mest anvendte UV-kilde til desinfektion. Disse kviksølvlamper kan producere en stabil stråling med bølgelængder på 254 nm.

Fordelen ved anvendelse af UV-bestråling - i modsætning til kloring af spilde-vandet, som er den mest anvendte desinfektionsmetode - er, at der ikke produ-ceres toksiske reaktionsprodukter. Desuden er det billigere i drift og man und-går håndtering af kemikalier.

Den nødvendige strålingseffekt er afhængig af indholdet af suspenderet stof og opløst farvet stof i spildevandet. Metoden benyttes derfor oftest på udløb fra en filtreringsenhed med et indhold på suspenderet stof der er mindre end 15-20 mg SS/l. Med nye kraftige UV-rør er det dog også muligt at hygiejnisere ud-løbsspildevandet uden en forudgående filtrering, som typisk er en dyr anlægs-investering. UV-anlægget på Vejle Centralrenseanlæg er således etableret uden

.


en forudgående filtrering. Erfaringerne fra Vejle Centralrenseanlæg viser dog, at lamperne i sommerperioden er påvirket af overfladebelægninger, idet alger sætter sig på lampeglasset. Algebelægningerne fjernes pt. med fosforsyre.

Ved anvendelse af UV-bestråling kan indholdet af coliforme bakterier typisk reduceres mere end 6 størrelsesordener (dekader), hvilket gør det muligt at overholde badevandsdirektivets krav til mikrobiologisk kvalitet direkte ved ud-løbet fra renseanlægget.

5.7 Andre iltningsmetoder Ud over ozon, der allerede er blevet beskrevet, kan også andre stoffer bruges til oxidation af spildevand. Blandt de mest almindelige stoffer og metoder kan nævnes klor, brintperoxid og hydroxyl radikaler. Stoffernes oxidationspotentia-le, som er vist i nedenstående tabel, er et mål for, hvor kraftigt oxiderende et stof er.

Tabel 5-2 Oversigt over oxidationspotentialer for udvalgte oxidationsmidler

Oxidant Oxidationspotentiale, Volt

Fluor 3,0

Hydroxyl radikal 2,8

Ozon 2,1

Brintperoxid 1,8

Kalium permanganat 1,7

Klordioxid 1,5

Klor 1,4

Spildevandets pH kan have betydning for oxidationen, og flere iltningsmidler virker bedst i det sure område. Oxidation af miljøfremmede stoffer i kommu-nalt spildevand er vanskelig at gennemføre specifikt, da oxidationsmidlet vil reagere med alle organiske stoffer i vandet. Forbruget af oxidationsmidler til fuldstændig nedbrydning af de organiske stoffer i renset kommunalt spildevand er stort, hvilket gør metoden dyr. Som beskrevet i afsnit 5.5.2 oxideres nogle af de unedbrydelige organiske stoffer, hvorefter vandet kan efterrenses biologisk.

Nedenfor omtales nogle af de mest almindelige kemiske oxidationsmetoder kort. Metoderne er enten utilstrækkelige eller forholdsvis dyre, og er således uhensigtsmæssige til videregående rensning af spildevand fra kommunale ren-seanlæg.

5.7.1 Kloring af organiske stoffer Kloring har i mange år været anvendt til desinficering af spildevand, drikke-vand og svømmebade. Som regel tilsættes klor som natriumhypochlorit, der er lettere og mere sikker at håndtere end klor gas. Som det fremgår af tabel 5-2 er

.


klor det svageste af de almindeligt anvendte oxidationsmidler, og det har den store ulempe, at det som biprodukt kan danne klorerede organiske forbindelser, der kan være meget giftige. Forbruget er ca. 4 kg Cl2 per kg COD. Den nød-vendige opholdstid afhænger af nedbrydeligheden af det specifikke stof der skal oxideres og kan variere fra få minutter til flere timer.

5.7.2 Iltning med brintperoxid Brintperoxid er et kraftigere iltningsmiddel end klor. Derudover har stoffet yderligere den fordel, at der ikke produceres giftige restprodukter. Ved iltnin-gen spaltes brintperoxid i ilt og vand. Brintperoxid leveres normalt i en 35 % opløsning tilsat stabilisator, da brintperoxid selv er ustabil og ved lagring lang-somt nedbrydes. Ydermere kan man ikke regne med, at brintperoxid oxiderer alt organisk stof til vand og CO2. Forbruget er ca. 2 kg H2O2 pr. kg COD.

5.7.3 Fenton oxidation I mange tilfælde opnås ikke en tilstrækkelig iltningseffekt med brintperoxid. Resultatet vil ofte kunne forbedres ved den såkaldte Fenton oxidation, hvor man tilsættes jernsalte, der katalyserer oxidationen.

Fe+2 + H2O2 → Fe+3 + OH- + OH.

Ferroioner iltes til ferriioner under dannelse af hydroxid og hydroxylradikaler. Hydroxylradikalerne reagerer øjeblikkeligt med organisk stof, der nedbrydes. De dannede ferriioner omdannes til ferroioner ved reaktion med brintperoxid:

Fe+3 + H2O2 → Fe+2 + H+ + HO2.

Processen skal helst gennemføres ved pH = 3-4. Der udfældes ferrihydroxid ved processen, som ved sedimentation eller filtrering skal frasepareres, før spil-devandet kan udledes til recipienten. Pga. krav til pH-jusetering vurderes det derfor, at denne metode til iltning af spildevand ikke er et aktuelt alternativ for kommunale renseanlæg.

Selv om Fenton oxidation er kraftigere og hurtigere end oxidation med brintpe-roxid alene, kan man ikke altid opnå det ønskede resultat. Man kan således ikke forvente, at alt organisk stof nedbrydes til vand og kuldioxid.

5.7.4 Fotokemisk oxidation Ved fotokemisk oxidation anvendes brintperoxid, der aktiveres med UV-lys. Ved denne proces dannes hydroxylradikaler, der efterfølgende reagerer med tilstedeværende organisk stof. Processen forudsætter, at vandet er gennemtræn-geligt for UV-lys. Processen kræver et passende overskud af brintperoxid samt en tilstrækkelig lang opholdstid i UV-reaktoren. Da hydroxylradikalerne kun lever i brøkdele at et sekund, kræves en lang opholdstid i UV-zonen for at sikre den ønskede omsætning af organisk stof. Opholdstiden ved desinfektion af

.


spildevand med UV er betydelig kortere end ved fotokemisk oxidation. [Saga-moto, 2006]

Til efterrensning ved fotokemisk oxidation skal der anvendes en UV-effekt på 5-25 kW pr. m3 spildevand og en opholdstid på ca. 1 time (svarende til et ener-giforbrug på 5-25 kWh pr. m3). Hvor et 2 kW anlæg UV-desinfektion kan be-handle op 500 m3/h, så kan det tilsvarende anlæg til fotokemisk oxidation kun behandle 100-500 l/h.

Der anvendes med fordel lavtrykslamper ved 254 nm. En standard lavtrykslam-pe er på 50 eller 100 W, men der findes i dag lamper op til 365 W. For at opnå en god effekt kræves det, at vandet ikke er mere end 3-4 cm fra lampeglasset, hvilket nødvendiggør brugen af mange lamper. Da en lampe typisk har en leve-tid på 1-1½ år bliver udgiften til udskiftning af lamper den største driftsudgift. UV-anlægget forsynes endvidere med renseudstyr, så man kan fjerne belæg-ninger fra lampeglasset. Pga. de forholdsvist høje udgifter til lamper anvendes i stedet i en del tilælde mellemtrykslmaper, som er billigere mht. effekt, men dog lidt mindre energieffektive. Herved bliver driftudgiften til el større end udgiften til lampeudskiftning.

Figur 5-3

UV-anlæg (Wedeco) med UV-lamper samlet i rustfri stålrør.

Der eksperimenteres med UV i kombination med oxidationsmidler på APOP-anlægget i Hørsholm Kommune, men driftserfaringen er endnu sparsom. Der findes et stort antal kombinationsmuligheder som er velegnet til forskellige ty-per spildevand og ønskede reduktioner af forskellige forureningsparametre.

I kapitel 6 beskrives tre metoder, hvor UV kombineres med oxidationsmetoder:

1) Ozonering efterfulgt af UV-behandling (O3+UV). 2) Tilsætning af ozon i UV-anlægget (O3/UV). 3) Tilsætning af brintoverilte i UV-anlægget (UV/H2O2)

5.7.5 Andre iltningsmetoder med hydroxylradikaler Fotokemisk oxidation og Fenton oxidation er de mest almindelige metoder til fremstilling af hydroxylradikaler. Der findes dog også andre metoder til frem-

.


stilling af de hydroxylradikaler, som kan anvendes til avancerede iltningspro-cesser (AOP = advanced oxidation processes). F.eks. kan ozon også spalte brintperoxid i hydroxylradikaler:

O3 + H2O2 → OH. + O2 + HO2.

Hydroxylradikaler kan også fremstilles ved katalytisk spaltning af brintperoxid med UV-lys og TiO2 som katalysator. Processen foregår på overfladen af TiO2, idet man udnytter, at titandioxid er en halvleder med to valensbånd. I denne rapport beskrives disse mekanismer dog ikke nærmere.

.

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 43

.

5.8

Sam

men

fatn

ing

I ned

enst

åend

e ta

bel e

r kor

t sam

men

fatte

t de

enke

lte re

nset

ekno

logi

er sa

mt h

vorv

idt d

e ka

n fo

rven

tes a

t hav

e en

eff

ekt o

verf

or u

dval

gte

stof

fer o

g st

ofgr

uppe

r.

Tabe

l 5-3

Vi

dere

gåen

de re

nsem

etod

ers e

ffekt

på

dive

rse

foru

reni

ngsk

ompo

nent

er

Foru

reni

ngsk

ompo

nent

Sand

-fil

trer

ing

Akt

ivt k

ul

filtr

erin

g M

embr

an

filtr

erin

g

Mem

bran

B

ioR

eakt

or

Ozo

nbe-

hand

ling

UV

beha

nd-

ling

UV

i kom

bi-

natio

n m

ed

oxid

atio

ns-

mid

ler

And

re il

t-ni

ngsm

eto-

der

Kollo

ider

og

SS

- Sus

pend

eret

sto

f (S

S)

- Kol

loid

er

- Par

tikul

ært,

org

anis

k st

of

X X X

X X X

X X X

X X X

X

X

Tung

met

alle

r

- Cad

miu

m (C

d), K

viks

ølv

(Hg)

- Zin

k (Z

n), N

ikke

l (N

i) - K

rom

(Cr),

Kob

ber (

Cu)

- B

ly (P

b)

X X

X X X X

X X X X

X X X X

Biol

ogis

ke

para

met

re

- Bak

terie

r - P

roto

zoer

(cys

ter o

g oc

yste

r)

- Viru

s

X X X

X X X

X X X

X X X

X X X

X X X

X X X

X X X X X X X X

X X X X X

Opl

øste

or

gani

ske

stof

fer

- Hor

mon

fors

tyrre

nde

stof

fer

- PA

H

- DE

HP

- L

AS

- N

P

X X X X X

X X X X X

X X X X X

X X X X X

X X X X X

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 44

5.9

Ford

ele

og u

lem

per

Ud

over

de

avan

cere

de m

etod

ers r

ense

tekn

iske

ege

nska

ber e

r der

nog

le fo

rdel

e og

ule

mpe

r, de

r ikk

e ka

n kv

antif

icer

es. D

isse

ses i

ned

enst

åend

e sk

ema:

Tabe

l 5-4

Fo

rdel

e og

ule

mpe

r ved

de

vide

regå

ende

rens

emet

oder

Sa

ndfil

trer

ing

Akt

ivtk

ulfil

-tr

erin

g M

embr

an fi

l-tr

erin

g

Mem

bran

B

ioR

eakt

or

Ozo

nbeh

and-

ling

UV

beha

ndlin

g U

V i k

ombi

natio

n m

ed o

xida

tions

-m

idle

r

And

re il

tnin

gs-

met

oder

Arb

ejds

miljø

In

tet v

æse

nt-

ligt

Pro

blem

atis

k ve

d ud

skift

ning

af

kul

Inte

t væ

sent

-lig

t. D

og jæ

vn-

ligt t

ilsyn

.

Inte

t væ

sent

-lig

t. D

og jæ

vn-

ligt t

ilsyn

.

Ozo

n er

kræ

ft-fre

mka

lden

de

Inte

t væ

sent

ligt.

Dog

jævn

ligt

tilsy

n.

Ozo

n er

kræ

ft-fre

mka

lden

de

Hån

dter

ing

af fa

r-lig

e ke

mik

alie

r

Res

tpro

duk-

ter

Ret

ursk

ylle

-va

nd fø

res

retu

r til

indl

øb

Kas

sere

t kul

K

once

ntra

t N

ej

Chl

orat

er o

g br

omat

er, s

om

er k

ræftf

rem

-ka

lden

de

Inge

n so

m fø

lge

af re

nsni

ngen

. D

og s

kal l

am-

pern

e of

te s

kif-

tes.

Chl

orat

er o

g br

o-m

ater

, som

er

kræ

ftfre

mka

lden

de

Nej

Pla

ds p

å-kr

æve

t B

etyd

elig

B

egræ

nset

Beg

ræns

etP

lads

bes

pa-

rend

e B

etyd

elig

B

egræ

nset

B

egræ

nset

da

kan

reak

tions

tank

for

oxid

atio

n ud

elad

es

elle

r dim

ensi

one-

res

min

dre

Beg

ræns

et

And

et

Få

dat

a ek

sist

e-re

r ved

r. re

nse-

effe

ktiv

itet a

f ud

valg

te s

toffe

r

Van

det s

kal

ved

RO

forb

e-ha

ndle

s fo

r at

undg

å fo

ulin

g af

mem

bra-

nern

e

Smal

l foo

tprin

t

Irrel

evan

t CO

D

oxid

eres

Høj

e re

akti-

onsh

astig

he-

der.

Flek

sibe

lt m

ht.

spild

evan

ds-

mæ

ngde

r og

stof

konc

entra

-tio

ner.

Mul

igvi

s m

uta-

gent

.

Ofte

anv

ende

s de

r ikk

e ke

mik

a-lie

r

Kort

beha

nd-

lings

tid

Se u

nder

ozo

nbe-

hand

ling

og U

V

beha

ndlin

g

-

.


6 Udvalgte renseteknologier og stoffer/stofgrupper

I dette kapitel beskrives de udvalgte stoffer/stofgrupper samt fem af de i forrige kapitel omtalte videregående renseteknologier og deres renseeffektivitet over for udvalgte stoffer/stofgrupper.

6.1 Stoffer/stofgrupper De udvalgte stofgrupper er:

• PAH • Cadmium • DEHP • Bly • Nikkel • Nonylphenol • LAS • 17α-ethinyløstradiol • Det naturlige østrogen, 17ß-østradiol • E.coli • Enterokokker • Coliforme bakterier

Stofgrupperne er primært udvalgt ud fra én eller flere af nedenstående kriterier:

• at de er opført på listen over prioriterede stoffer under EU's Vandrammedi-rektiv jf. Parlamentet og Rådets beslutning 2455/2001/EF,

• at de forekommer i miljøkritiske koncentrationer i dansk kommunalt spil-devand,

• at de udviser østrogen eller østrogenlignende aktivitet i laboratorietests, eller

• at de er relevante som indikatorer i forhold til EU's Badevandsdirektiv.

.


Koncentrationerne, der er angivet i tabel 3-1, anvendes for de udvalgte stoffer i ind- og udløb fra renseanlæg.

6.2 Renseteknologier Renseteknologierne er udvalgt ud fra at de kan være relevante specielt i relation til danske kommunale renseanlæg, hvis der kræves en specifik videregående rensning for de udvalgte miljøfremmede stoffer.

Det er desuden valgt at arbejde videre med følgende renseteknikker:

• Sandfiltrering

• Ozon behandling

• UV behandling (alene til desinfektion af spildevand)

• UV i kombination med oxidationsmidler

• Membran BioReaktor (MBR)

For hver af de videregående renseteknologier der i dette kapitel beskrives er der lavet økonomiske overslag for både anlægsudgifter og driftsomkostninger. Ved hvert af disse overslag er følgende gældende:

• Anlægsudgifterne inkluderer betonkonstruktioner, bygninger, maskin- og el-installationer.

• Der er indregnet 15-20 % til eventuelle ekstra omkostninger afhængig af anlægsstørrelse dækkende terrænregulering, veje, fliser, hegn, ledningsan-læg, brønde, fremføring af el og vand, byggeplads etablering samt uforud-seelig.

• Der er regnet med en post til projektering, tilsyn m.v. på 15 %.

• Individuelle forhold på de enkelte renseanlæg som for eksempel pladsfor-hold, jordbundsforhold o. lign. kan influere prisen betragtelig. Ligeledes vil den aktuelle konkurrencesituation være en meget betydende faktor.

• Driftsomkostningerne skal opfattes som ∆-omkostninger, dvs. ekstra om-kostninger for eksisterende anlæg, som udvides renseteknologien. Priserne er inklusiv el, mandskab, vedligeholdelse o.l.

• Prisniveau er ultimo 2005. Alle priser er eksklusiv moms.

For at kunne sammenligne MBR med de andre udvalgte renseteknologier, er det valgt at angive prisen for etablering af MBR på et eksisterende aktiv slam anlæg.

.


Overslag over de forventede ressource-, energi- og kemikalieforbrug for etable-ring af hver af de i dette kapitel beskrevne videregående renseteknologier er opstillet i afsnit 6.4, 6.5 og 6.6.

6.2.1 Sandfiltrering I industrien anvendes normalt trykfiltre, hvor vandet pumpes igennem kolonner fyldt med filtermateriale - oftest sand med varierende kornstørrelse. Med pas-sende mellemrum returskylles filtermaterialet med luft og vand for at fjerne det frafiltrerede materiale. Disse filtre er dog forholdsvis dyre og benyttes ikke i større omfang på kommunale renseanlæg, hvor der er meget store vandmæng-der sammenlignet med industrielle renseanlæg.

De mest almindelige sandfiltre på kommunale anlæg er åbne betonbassiner eller "celler" fyldt med filtermateriale, som spildevandet graviterer ned igennem.

En typisk opbygning af et sandfilter kunne være:

Filterlag I: 600 mm antracit kul (1,4-2,5 mm) Filterlag II: 550 mm sand (0,8-1,4 mm) Mellemlag: 100 mm grus (2,5-3,0 mm) Bærelag: 100 mm grus (3,0-5,0 mm)

Lagene har en samlet fyldhøjde på 1350 mm i dette eksempel, men fyldhøjden kan naturligvis variere. Filterlag II består af meget fine sandkorn, der bevirker en meget effektiv filtrering, hvor selv små partikler tilbageholdes. Formålet med filterlag I er at give bedre dybdefiltrering, idet små partikler kan passere lag I, før de opfanges i lag II. På den måde opnås en længere driftsperiode før tilstopning og en større opsamlingskapacitet for slam, end hvis hele filterlaget består af fint sand. Antracitkullene virker blot som et filtermateriale og dermed ikke som adsorptionsmiddel for organiske stoffer.

Anthrasit

Fint sand

Bærelag

Indløb

Dræn

A

B

C

Dræn

Retur-skyllevand

Luft

Vandniveau under filtrering

Rende til returskyllevand

D E

Vand

Vandniveau under returskylning

F

GUdløb

Figur 6-1 Principopbygning af sandfilter

Cellestørrelsen kan variere fra 5-50 m2. I bunden af cellerne er der dyser med luft og vand, der anvendes under rensning (returskylning) af cellerne. Nogle

.


sandfiltre returskylles når de er stoppet til, mens andre returskylles når tryktabet over filteret er blevet for højt (vandniveauet i cellen stiger). Endelig er der filt-re, der returskylles efter en fast tidsplan.

Erfaringen viser, at det er bedst systematisk at returskylle filtrene, før de stop-per til. Det giver på lang sigt den bedste drift, og man vil som regel opnå den oprindelige flowkapacitet efter hver returskylning. Det kan man ikke altid, når først filteret har været total stoppet til. En rutinemæssig daglig returskylning er ofte mest praktisk.

Luften til returskylningen leveres normalt fra en særlig blæser. Vandet tages fra et opsamlingsbassin for filtreret vand og pumpes ind i cellen med en kraftig skyllevandspumpe. Det slamholdige returskyllevand ledes normalt retur til ren-seanlæggets indløb.

Typiske data for sandfilter:

Hydraulisk belastning: 5-10 m3/m2 pr. time Suspenderet stof i filtreret vand: 1-5 mg/l

Ved filtreringen fjernes partikler fra vandet. Partikelkoncentrationen kan måles som suspenderet stof (SS). Uden efterfiltrering vil SS typisk ligge på 10-30 mg/l i udløbet fra et renseanlæg, men ved filtrering i sandfilter kan man komme helt ned på 1-5 mg/l.

For trykfiltre gælder det, at man med en meget fin sandfyldning i bedste fald kan fjerne partikler ned til 1µm. Det kan man næppe opnå i et åbent sandfilter på et kommunalt renseanlæg, men givet er det, at man kan fjerne noget mindre partikler end svarende til mellemrummet mellem sandpartiklerne. Det skyldes, at der efterhånden dannes et fint filterlag af slam oven på det øverste sandlag, og det vil virke som et fint filtermedium, der giver bedre partikel fjernelse end selve sandlaget.

På mange renseanlæg anvendes et sandfilter til kontaktfiltrering af spildevand. Det vil sige, at man før filteret tilsætter kemikalier til fosforfældning. Hermed frasepareres de udfældede fosfater direkte efter fældningen i sandfilteret. Med denne teknik kan man bringe fosfatkoncentrationen i spildevandet meget langt ned, dvs. ned til ca. 0,2 mgP/l.

Fjernelse af diverse forureningskomponenter Ved anvendelse af filtrering kan spildevandets indhold af BOD nedbringes ved at frafiltrere de sidste fine partikler af organiske materiale, som løber ud af ef-terklaringstanken. Ved kontaktfiltrering kan man endvidere få fosfatindholdet meget langt ned. I det følgende beskrives mulighederne for at nedbringe miljø-fremmede stoffer i det rensede spildevand.

Det antages, at der i udløbet fra de konventionelle renseanlæg er en SS-koncentration på 12 mg/l, hvoraf 3/4 antages at blive fjernet i sandfanget. Idet de miljøfremmede stoffers koncentration i udløbets SS er den samme som stof-

.


fernes koncentration i overskudsslammet kan stoffjernelsen og sandfiltrenes rensegrader beregnes. Ved beregningsmetoden antages ingen opløste stoffer at blive fjernet, hvilket resulterer i, at fjernelsen udelukkende er afhængig af de forskellige stoffers fraktion, der er knyttet til det suspenderede stof.

Tungmetaller

Af afsnit 4.1 fremgår at tungmetallerne i det rensede spildevand vil foreligge både på opløst og bundet form. Sidstnævnte er dels tungmetaller der er optaget i biologisk materiale og dels udfældede salte som metal-hydroxider, karbonater, fosfater og sulfider. Koncentrationer og fordelinger afhænger i høj grad af tungmetallerne, men varierer også fra et renseanlæg til et andet.

På grund af udfældningskemien kan man ved den normale pH-værdi i spilde-vand forvente forholdsvis meget kviksølv, cadmium zink og nikkel på opløst form, mens kobber, krom og bly hovedsagelig findes på udfældet form som slampartikler.

Ud fra værdierne i tabel 4-2 og antagelserne omkring SS indhold og fjernelse kan sandfiltres teoretiske rensegrader for de forskellige tungmetaller beregnes.

Tabel 6-1 Teoretiske rensegrader for tungmetalfjernelsen i et sandfilter

Tungmetal Hg Cd Ni Pb Cu Zn Cr

Teoretisk rensegrad * 13 % 17 % 4 % 30 % 39 % 8 % 11 %

* Beregnede ud fra antagelser om en SS på 12 mg/l, 75 % SS fjernelse i sandfilteret og me-talkoncentrationer i udløbsvandets SS identiske med koncentrationerne i overskudsslam.

Rensegraden for kviksølv, cadmium, nikkel, og zink vil for en sandfiltrering normalt være under 10 %, mens der for kobber, krom og bly, som i højere grad er udfældet/bundet til det suspenderede stof ofte vil kunne opnås rensegrader på mellem 20 og 45 %

Ovenstående betragtninger er baseret på gennemsnitstal. Ved en sandfiltrering på renseanlæg med stor koncentration af SS i udløbet og høje tungmetalkoncen-trationer i slammet vil man utvivlsomt kunne opnå betydelig større renseeffek-ter end de i tabel 6-1 angivne.

Mikroorganismer

Spildevandets hygiejniske kvalitet kan forbedres betydeligt ved en sandfiltre-ring. I Miljøprojekt 684 er koncentrationen af mikroorganismer efter hvert ren-setrin målt på Marselisborg og Egå renseanlæg. Reduktion af mikroorganismer i sandfilteret er på 90-99 % afhængig af, hvilke bakterier der måles. I tabel 6-2 er vist nogle udvalgte resultater af undersøgelsen på Egå renseanlæg.

.


Tabel 6-2 Hygiejnisk kvalitet af spildevand på Egå renseanlæg.

Mikroorganismer Urenset spildevand [CFU/100 ml]

Før sandfilter [CFU/100 ml]

Efter sandfilter [CFU/100 ml]

Rense-grad

Sandfilter

E. Coli 2,6 * 107 9,2 * 104 7,0 * 103 92 %

Enterokokker 9,3 * 105 1,1 * 104 3,3 * 102 97 %

Fækale colibakte-rier

8,6 * 107 4,5 * 105 2,0 * 104 96 %

[Miljøstyrelsen, 2002b]

For at opnå en tilstrækkelig effekt af eventuelle yderligere rensetrin for desin-fektion, som f.eks. UV-behandling af spildevandet, vil etablering af sandfilter eller anden filtreringsform i de fleste tilfælde være nødvendigt.

Hormonforstyrrende stoffer

Stofferne 17β-ethinyløstradiol og 17α-østradiol er vandopløselige i de koncen-trationer, der normalt forekommer i spildevand, idet der kan opløses ca. 10 mg/l. I kommunale renseanlæg fjernes ofte mere end 95 % af de østrogenlig-nende stoffer. I forskellige undersøgelser varierer stofnedbrydningen mellem 45 og 90 %, mens de resterende stoffer ender i overskudsslammet.

I Tyskland har man i slam målt 17β-østradiol på niveauer omkring 40 µg/kg TS, hvilket i vand med en SS koncentration på 12 mg/l, svarer til at under 0,5 ng/l findes på suspenderet form der fjernes ved sandfiltreringen. For 17α-ethinyløstradiol var der i slammet kun 15 µg/kg TS [Ternes et al., 2002]. Dette svarer til, at der efter rensningen af det kommunale spildevand, er under 0,2 ng/l på suspenderet form [Miljøstyrelsen, 2004].

Selv om forholdene som de tyske værdier er fundet under ikke er identiske med danske forhold, giver overslagsberegningen dog et rettesnor for, at der kun kan forventes en meget begrænset reduktion af østradiol og ethinyløstradiol ved sandfiltrering.

PAH

Man kan ikke forvente nogen målelig effekt for PAH-reduktionen ved en sand-filtrering af renset kommunalt spildevand, fordi stoffernes udløbskoncentratio-ner normalt allerede er lavere end detektionsgrænsen for analysemetoden.

DEHP

I renset spildevand vil den totale koncentration af DEHP typisk være omkring 1 µg/l, hvoraf andelen knyttet til slampartikler udgør omkring 0,25 µg/l. Ved sandfiltrering forventes DEHP koncentrationen således at kunne reduceres med omkring 0,2 µg/l, svarende til 20 % af den samlede udledning. På grund af må-leusikkerheder og en detektionsgrænse på 0,5 µg/l, vil effekten nok ikke kunne måles ved den i dag anvendte analyseteknik.

LAS

.


Der er usikkerhed omkring i hvor høj grad LAS findes i udløbet på renseanlæg, samt i hvilket grad LAS her er knyttet til det suspenderede stof og i hvilket grad der findes på opløst form. Den del, der findes i det suspenderede stof, kan del-vist fjernes i et sandfilter. Hvis LAS koncentrationen i slam er på ca. 1500 mg/kg TS, vil LAS mængden, der kan fjernes sammen med det suspenderede stof, findes svarende til omkring 10-15 µg/l. Idet udløbskoncentrationen er over 400 µg/l er reduktionen i sandfiltret under 4 % meget begrænset.

NPE

Nonylphenol har en ret lav vandopløselighed og forekommer typisk i koncen-trationer på ca. 3 µg/l i tilløbet til kommunale renseanlæg (tabel 3-1).

Undersøgelser på Herning og Hillerød renseanlæg viser, at 25-60 % af NP fjer-nes i primærtanken, mens 5-15 % fjernes med det biologiske slam. Der sker endvidere en vis nedbrydning af NP ved den biologiske rensning, således at kun 5-10 % bliver udledt med det rensede spildevand med typiske koncentrationer på ca. 0,5 µg/l."

Økonomi Et overslag for anlægs- og driftsomkostninger i forbindelse med etablering af sandfilteranlæg for tre størrelse renseanlæg er givet i nedenstående tabel.

Tabel 6-3 Prisoverslag ved etablering af sandfilter.

Anlægsstørrelse Anlægsudgifter (1.000 kr.) Driftsomkostninger (1.000 kr.) pr. år

2.000 m3/dag (gennemsnit) 400 m3/time (max) 9.000 400

20.000 m3/dag (gennemsnit) 3.000 m3/time (max) 33.000 3.000

50.000 m3/dag (gennemsnit)7.500 m3/time (max) 61.000 6.000

6.2.2 Ozon behandling Ozon bliver produceret, når iltmolekyler ved hjælp af en energikilde bliver op-splittet i enkelte iltatomer, for efterfølgende at kollidere med et iltmolekyle (O2) og derved danne en ustabil gas; ozon (O3). Denne kan benyttes til desinfektion af spildevand. Ozon til desinfektion af spildevand produceres oftest ved at på-trykke en højspændt vekselstrøm (6-20 kV) over et gnistgab i en iltrig gas. Ozon produceres på stedet, idet den er meget ustabil og henfalder til elementær ilt kort efter dannelsen. Ozon er meget stærkt oxiderende og er stærkt giftig i koncentreret form.

Ozon virker desinficerende på følgende måde:

• Direkte oxidation/destruktion af cellevæggene med efterfølgende udsiv-ning af cellemateriale

.


• Reaktioner med frie radikaler grundet ozon-nedbrydning

• Skader på cellernes kernemateriale

• Nedbrydning af kulstof-/kvælstofbindinger med efterfølgende depolymeri-sering

Når ozon henfalder i vand, opstår der hydrogenperoxid (H2O2) og hydroxylra-dikaler (OH). Disse radikaler har en stor oxiderende virkning og spiller en aktiv rolle i desinfektionsprocessen. Det er den generelle opfattelse, at bakterierne bliver nedbrudt hovedsagelig på grund af oxidation af bakteriernes cellevæge.

Effektiviteten af desinfektionen er afhængig af de enkelte organismers mod-standsdygtighed, kontakttiden og koncentrationen af ozon.

Anlægsopbygning De enkelte komponenter i et ozon desinfektionsanlæg består af fødegasanlæg, ozon-generator, ozon-kontaktbassin og afgasningssystem.

Luft eller ren ilt bliver oftest benyttet som fødegas og pumpet ind i ozon-generatoren ved et forudbestemt flow. Energikilden til produktionen af ozon sker ved elektrisk udladning i en gas, der indeholder ilt.

Ozon-generatoren kendetegnes typisk ved:

• Kontrolenhed (enten strømstyring eller frekvensregulering)

• Køleenhed (enten vand, luft eller vand/olie-system)

• Placering af selve ozon-generatoren (enten vertikalt eller horisontalt)

• Fabrikat

Ozonproduktion ved elektrisk udladning er den mest benyttede metode.

Ekstrem tør luft eller ren ilt bliver eksponeret til en kontrolleret, ensartet høj-spændt udladning af enten høj- eller lavfrekvens. En gasstrøm produceret af luft vil normalt indeholde ½-3 vægt % ozon, hvor ren ilt vil kunne give en gasstrøm med 2-4 gange højere koncentration af ozon.

Den producerede ozon kommer i et kontaktbassin indeholdende det vand, som skal desinficeres. Hovedformålet med kontaktbassinet er at transportere ozonen fra glasboblerne til væsken og samtidig sikre tilstrækkelig kontakttid for gen-nemførelsen af desinfektionen.

Den mest almindelige form for kontaktbassiner er udstyret med finboblet be-luftningsudstyr. Kontaktbassinerne er ofte mekanisk omrørt. Idet ozon optages meget hurtigt må det sikres, at fordelingen sker så ensartet som muligt.

Afgasningen fra kontaktbassiner skal behandles, for at sikre at overskudsozon er fjernet, før dette udledes til omgivelserne. Det er derfor vigtigt, at styringen af ozonanlægget effektiviseres mest muligt. Det er ofte muligt at genbruge af-

.


gasningen fra kontaktbassiner som fødegas i ozonproduktionsanlægget eller som ilttilskud i luftningstanke, når der bruges ren ilt som fødegas.

Processen styres typisk med følgende parametre:

• Ozondosering

• Mixning

• Kontakttid

Ozon desinfektionssystemer forsøges optimeret til maksimal opløselighed af ozonen i spildevandet, idet desinfektionen er afhængig af den specifikke over-førelse af ozon.

Praktiske erfaringer med ozonbehandling Ozon som desinfektionssystem for spildevand er ikke meget udbredt. De mest benyttede systemer i dag er UV-systemer eller mere traditionelle kloringssy-stemer.

Ozonanlæg finder en del anvendelse ved industrielle anlæg samt specielt i svømmehaller, hvor en kombination af ozonering og klorering kan sikre en op-timal desinfektion af vandet. Også i drikkevandssektoren finder ozonanlæg no-gen udbredelse blandt andet i Sverige, USA m.fl.

Den begrænsede udbredelse af ozonanlæg skyldes dels de generelt relativt høje anlægs- og driftsomkostninger og dels de arbejdsmiljømæssige forhold, der er gældende ved brug af det stærkt korrosive og giftige ozon.

Ved undersøgelse på renseanlæg med forsøgsanlæg er det eftervist, at ozonan-læg kan reducere indholdet af termotolerante coliforme bakterier med ca. 99,8 – 100 % [Miljøstyrelsen, 2003a]. Det skal bemærkes, at en lang række lokale fak-torer har stor indflydelse på resultatet af ozonbehandlingen - herunder dose-ringsmængden.

Der er nogen uklarhed om den nødvendige doseringsmængde. Dog synes en dosering i størrelsesordenen 20 g/m3 at give en betydelig reduktion (<5.000 CFU/100 ml).

Der er gode erfaringer med rensning af spildevand, hvori indholdet af specielt COD er højt i forhold til indholdet af BOD. Der vil her typisk være tale om an-læg med en forholdsvis høj industriel belastning.

Der hersker dog nogen uklarhed om, hvorvidt et højt indhold af COD i spilde-vandet vil have en negativ effekt på desinficeringen. Analyserne gennemført i forbindelse med nærværende projekt indikerer, at der på trods af et højt indhold af COD kan opnås en betydelig grad af desinfektion.

Det må generelt konkluderes, at ozonbehandling grundet i pris og arbejdsmil-jømæssige forhold finder størst udbredelse i forbindelse med industrielle anlæg, og her typisk som oxidationsmiddel [Miljøstyrelsen, 2003a].

.


Økonomi Et overslag for anlægs- og driftsomkostninger i forbindelse med etablering af ozonbehandlingsanlæg for tre størrelse renseanlæg er givet i tabel

Tabel 6-4 Prisoverslag ved etablering af ozonbehandlingsanlæg4.




50.000 m3/dag (gennem-snit) 7.500 m3/time (max)

12.500 5.100

Prisoverslagene skal betragtes som planlægningspriser, der giver en indikation over størrelsesordenen for henholdsvis anlægs- og driftsomkostningen.

Driftsomkostningerne ved et ozonanlæg er, som det fremgår af ovenstående betydelige. Det har været den generelle opfattelse, at ozonanlæg er dyrere end både UV-anlæg og specielt kloranlæg til desinfektion af spildevand. Det har dog vist sig, at der er meget store udsving i de aktuelle priser og det kan ikke umiddelbart konkluderes, at et ozonanlæg altid vil være mere omkostningstungt både med hensyn til anlæg og drift end specielt UV-anlæg.

Det forudsættes, at spildevandet inden ozonanlægget er renset til gennemsnitli-ge udledninger fra danske renseanlæg (se tabel 3-1). Det vil sige under Vand-miljøplanens krav med hensyn til næringssaltsfjernelse. Det forudsættes endvi-dere, at der ikke er tale om store mængder COD eller BOD i det rensede spilde-vand.

6.2.3 UV behandling Ved UV bestråling desinficeres spildevandet ved at lys i det ultraviolette områ-de reagerer med DNA i bakterier eller vira ved en fotokemisk reaktion. Dette medfører et direkte henfald af mikroorganismerne eller sætter dem ude af stand til at kopiere deres arvemasse, hvorved de ikke er i stand til at formere sig.

De lamper, der i dag typisk anvendes til UV-behandling af spildevand er kvik-sølvlamper af 2 typer:

• Lavtrykslamper - bølgelængde 254 nm

• Mellemtrykslamper - bølgelængde 200-400 nm

4 Ved ozondosis på 20 g/m3

.


Den største effekt opnås med ultraviolet lys med en bølgelængde på 260-265 nm. Der forskes dog stadig med hensyn til optimering af dette. Den valgte UV-dosis vil sammen med vandets transmission afgøre graden af desinfektion.

På Usserød renseanlæg anvendes mellemtrykslamper som indeholder andre grundstoffer end kviksølv hvilket giver en del UV-lys med lavere bølgelængder end en standard kviksølvslampe. Dette giver teoretisk mulighed for at nedbryde visse organiske kemikalier, herunder østrogener, ved fotolyse. Desuden kan det mest energirige UV-lys spalte vand under dannelse af oxiderende radikaler som kan bidrage til nedbrydning af organiske kemikalier. Disse reaktioners effekti-vitet begrænses af lysgennemtrængningen for kortbølget UV-lys er begrænset og meget varierende i udløbet fra et kommunalt renseanlæg.

Opbygning af et UV anlæg Et UV-anlæg for desinfektion af spildevand kan enten etableres i lukkede rør-systemmer eller i åbne render. Etablering i lukkede rør benyttes generelt til tryksystemer, hvor vandet pumpes bort fra renseanlægget. Etablering i åbne render benyttes på renseanlæg med gravitationsafløb.

Et UV-anlæg på et kommunalt renseanlæg består typisk af UV-lamper placeret i moduler i åbne kanaler. Hvert modul består af et antal UV-lamper, der er pla-ceret horisontalt og parallelt med vandoverfladen i faste modulrammer. Op-holdstiden i kammeret, hvor UV-rørene er placeret er ca. 5-10 sekunder ved maksimal flow.

UV-lamperne er typisk beskyttet mod mediet ved hjælp af UV gennemtrænge-lige kvartsrør. På kvartsrøret er der risiko for udfældning af organiske og uor-ganiske stoffer som jern, kalk og fosfat. Da jernsalte (jernklorid eller jernsulfat) bruges som flokkuleringsmiddel mange steder, vil der være en risiko for ud-fældning af jernioner på kvartsrørerne, hvilket betyder, at disse skærmer for UV-lyset og behandlingseffekten dermed påvirkes negativt.

For at opretholde en høj behandlingseffekt kræves det, at kvartsrørerne rengø-res jævnligt under drift. UV-anlæg til spildevandsbehandling er derfor normalt monteret med enten mekanisk, kemisk eller en kombination af mekanisk og kemisk rengøring. Selve rengøringen foregår fuldautomatisk under drift uden at anlæggets effekt påvirkes.

Styring af et UV-anlæg sker ud fra måling af det aktuelle flow kombineret med valgt bestrålingsdosis, hvilket styrer lysstyrken, således at hver m3 spildevand får tilført samme lysmængde.

I modsætning til andre desinfektionsmetoder er fordelen ved anvendelse af UV-bestråling at der ikke dannes toksiske reaktionsprodukter. Desuden er UV-bestråling relativt billig i drift.

Anlægget kan monteres direkte på afløbet fra et biologisk renseanlæg, men den nødvendige strålingseffekt er afhængig af indholdet af suspenderet stof og transmissivitet i det rensede spildevand. Et UV-bestrålingsanlæg benyttes der-for oftest på afløb fra en filtreringsenhed (sandfilter, tromlefilter el.lign.), hvor

.


indholdet af suspenderet stof typisk vil være under 5-10 mg SS/l, men som nævnt er det muligt med de nye kraftigere UV-rør at hygiejnisere det rensede spildevand uden en forudgående filtrering, som typisk vil være en meget dyr anlægsinvestering.

Ved anvendelse af UV-bestråling kan indholdet af coliforme bakterier typisk reduceres til < 500-1000 CFU/100 ml. Der kan ikke forventes en effekt på an-dre af de miljøfremmede stoffer, der omhandles i nærværende projekt.

I bl.a. USA og Canada vælges UV ofte til at desinficere spildevandet, da UV fjerner parasitter som f.eks. Giardia og Cryptosporidium parvum med lave do-ser. [Sagamoto, 2006]

Den nødvendige energidosering er 35-40 mJ/cm2, svarende til et energiforbrug på ca. 0,015 kWh per m3 behandlet spildevand.

Økonomi Et overslag for anlægs- og driftsomkostninger i forbindelse med etablering af UV-behandlingsanlæg ved er givet i nedenstående Tabel 6-5.

Tabel 6-5 Prisoverslag ved etablering af UV-behandlingsanlæg.



20.000 m3/dag (gennemsnit) 3.000 m3/time (max) 4.000 1.500


For anlægsomkostninger er der forudsat installation i åbne render. El og styre-tavle forudsættes installeret i en eksisterende bygning. Som tidligere nævnt kræver etablering af et UV-anlæg oftest at der etableres en filtreringsenhed før UV-anlægget i form af et sandfilter, tromlefilter el.lign. Prisen for et sådant fil-ter er ikke inkluderet i ovennævnte priser.

Den største driftsomkostning er udskiftningen af UV-lamperne, hvis pris kan variere betydeligt og er meget markedsafhængig. Der er dog forudsat en gen-nemsnitlig levetid på 1½ år.

6.2.4 UV i kombination med oxidationsmidler Det er muligt at kombinere behandling ved tilsætning af oxidationsmidler og UV belysning og opnå effekterne af begge typer behandling med en synergief-fekt.

Der eksperimenteres med dette på APOP-anlægget i Hørsholm Kommune, men driftserfaringen er endnu sparsom. Der findes et stort antal kombinationsmulig-

.


heder, som er velegnet til forskellige typer spildevand og ønskede reduktioner af forskellige forureningsparametre. Nedenfor nævnes tre metoder:

1. Ozonering efterfulgt af UV-behandling (O3+UV).

2. Tilsætning af ozon i UV-anlægget (O3/UV).

3. Tilsætning af brintoverilte i UV-anlægget (UV/H2O2)

Fordelen ved at kombinere UV med tilsætning af oxidationsmiddel er primært, at UV kan aktivere oxidationsmidlerne (tilføre aktiveringsenergi til oxidations-midlerne) så oxidationsreaktionen forløber hurtigere. Dermed kan anlæggets reaktionstank for oxidation udelades eller dimensioneres mindre. For oxidation med brintoverilte (H2O2) er aktivering essentiel for at en fjernelse af organiske kemikalier kan forløbe.

En anden fordel er, at UV kan give en effektiv desinfektion af patogene orga-nismer, som er resistente mod oxidationsmidler pga. indkapsling og dvaletil-stand (parasit æg, virus og bakteriesporer). Herved kan fjernelsen af nogle af de farligste patogener opnås med en fordelagtig totaløkonomi i forhold til disen-fektion alene med tilsætning af kemikalier. Ved tilsætning af oxidationsmiddel før UV-behandlingen kan der ske en nedbrydning af farvede forbindelser som medfører at UV behandlingen kan udføres tilfredsstillende med anvendelse af mindre effekt total effekt (færre lamper), mens den effektive effekt er uændret.

Anlægsopbygning O3+UV Anlægget vil minde om det tidligere beskrevne ozonanlæg efterfulgt af det tid-ligere beskrevne UV anlæg. Det vil være muligt at dimensionere UV-anlægget til en mindre UV ydelse sammenlignet med et enkeltstående UV-anlæg, da van-dets lysgennemtrængelighed vil forøges efter ozonbehandlingen. Selve ozondo-seringen vil variere markant efter om der ønskes reduktion af COD eller fjernelse af specifikke organiske stoffer som f. eks. østrogener. F.eks. vil tilsæt-ning af 0,5 – 2 mg/l ozon fjerne østrogener i nogle typer spildevand selvom COD næsten ikke påvirkes.

UV/O3Anlægget vil minde om det tidligere beskrevne ozonanlæg sammenbygget med det tidligere beskrevne UV anlæg. En vigtig forskel er dog at kontaktbassinet for reaktion af ozon, som normalt er dimensioneret til 15-40 min opholdstid af spildevandsstrømmen, kan undlades. Specificiteten af oxidationen ændres, når ozonen aktiveres til HO-radikaler, som reagerer hurtigt og uselektivt med de fleste organiske forbindelser. Således kan fjernelse af enkelte forbindelser ikke ske specifikt og doseringen må være tilstrækkelig til at nedbryde hele COD indholdet.

UV/H2O2Anlægget vil minde om det tidligere beskrevne beskrevne UV anlæg, hvor der tilføjes en doseringspumpe og en muligvis en lagertank til opbevaring af brint-

.


overilten. UV anlægget vil skulle dimensioneres til at levere større lyseffekt. Graden af forøget lyseffekt er svær at bestemme for kommunalt spildevand pga. manglende driftserfaring.

Forbruget af H2O2 vil være i størrelsesordenen 10-50 mg/l, som varierer med COD i spildevand. Der tilsættes som tommelfingerregel omtrent 2 mg/l H2O2 per 1 mg/l COD der ønskes fjernet.

Økonomi Økonomien ved opførsel er estimeres ud fra de ovenfor nævnte UV og ozon anlæg.

O3+UV: Anlægget minder om det tidligere beskrevne ozonanlæg efterfulgt af det tidligere beskrevne UV anlæg. Der behandles kun med 2 mg/l ozon og UV-kapaciteten er kun 50 % af det oprindelige anlæg. Der er regnet med en mindre reduktion i bygninger til anlægget og pasning, som følge af overlap mellem de to anlægsdele.

Tabel 6-6 Prisoverslag ved etablering af ozon efterfulgt af UV

Anlægsstørrelse Anlægsudgifter (1.000 kr.) Driftsomkostninger (1.000 kr.)




8.900 3.000

UV/O3: Anlægget minder om det tidligere beskrevne ozonanlæg efterfulgt af det tidligere beskrevne UV anlæg. En vigtig forskel er dog at det bekostelige kontaktbassin for reaktion af ozon undlades. Der anvendes samme ozon og UV kapacitet, men der spares anlæg af reaktionstanken for ozonen og der er en mindre reduktion i bygninger og pasning, som følge af overlap mellem de to anlægsdele.

Tabel 6-7 Prisoverslag ved etablering af ozon og UV





16.300 8.000

UV/H2O2: Anlægget minder om det tidligere beskrevne UV anlæg, hvor der

.


tilføjes en doseringspumpe til levering af brintoverilten. UV anlægget er di-mensioneres til at levere 3 gange større lyseffekt. Graden af forøget lyseffekt er svær at bestemme for kommunalt spildevand pga. manglende driftserfaring. Forbruget af H2O2 er sat til 20 mg/l for at få en behandlingsgrad som for COD fjernelse ontrent svarer til behandlingen i ozon scenariet.

Tabel 6-8 Prisoverslag ved etablering af UV og brintoverilte




50.000 m3/dag (gennem-snit) 7.500 m3/time (max) 21.500 13.900

6.2.5 Membran BioReaktor (MBR) De renseprocesser, der typisk anvendes på kommunale renseanlæg i Danmark er kendetegnende ved stort pladsbehov, store konstruktioner og for visse stof-fers vedkommende en ikke helt tilfredsstillende rensning.

Som tidligere nævnt er MBR en relativ ny spildevandsteknologi, der har visse fordele i forhold til traditionelle anlæg, idet membrananlæg kombinerer biolo-gisk rensning og separering af slam og vand i én tank og effektivt adskiller slam og vand. De traditionelle rensningsprocesser med aktivslam, efterklaring og sandfilter samles i en tank, og MBR-anlæg kan derfor erstatte procestank, ef-terklaringstank, returslamføring og sandfilter på et traditionelt anlæg. Sammen-lignet med traditionelle anlæg er MBR derfor yderst pladsbesparende.

I forhold til miljøfremmede stoffer sker der en væsentlig bedre rensning for bakteriologiske parametre. Rensning for eksempelvis tungmetaller og østrogen-lignende stoffer, som delvist knytter sig til det suspenderede stof kan derfor forventes forbedret.

Erfaringer med den type anlæg er primært fra Canada og USA. Indtil videre er der ikke etableret anlæg af denne type i Danmark. Anlæggene kan benyttes, hvis der er strenge krav til det rensede vands indhold af organisk stof, suspen-deret stof, mikroorganismer eller næringssalte. Der er således rapporteret om udløbskoncentrationer fra membrananlæg, der kan sammenlignes med udløb fra et traditionelt anlæg, hvor der som poleringstrin er inkluderet ultrafiltrering.

Anlægsopbygning Sammenlignet med konventionel spildevandsrensningsteknologi kræver MBR-systemer en væsentlig lavere opholdstid, idet der kan opereres med en slam-koncentration på op til 20 kg SS/m , hvilket er ca. 4-5 gange højere end i en normal procestank. I modsætning til et almindelig aktiv slam anlæg, hvor selve

3

.


de biologiske processer foregår i en procestank og adskillelse af slam og vand sker i en klaringstank, så sker begge disse processer i en MBR, hvilket også indebærer, at returslampumpning undgås.

Porestørrelse for membranerne i et MBR varierer for de forskellige fabrikater, men ligger typisk på omkring 0,1 - 0,5 µm svarende til et sted mellem mikro-filtrering og ultrafiltrering.

Membranerne drives med et undertryk, der sikrer gennemtrængning af vandpar-tikler og visse opløste stoffer, hvorimod slampartikler og en række forurenings-komponenter bliver tilbage i reaktoren.

For typiske spildevandsparametre opnås meget lave udløbsværdier. Således an-gives værdier på < 2 mg/l for BOD, < 2 mg/l for suspenderet stof og < 0,1 mg/l for total fosfor.

Som det fremgår af ovenstående er MBR ikke tænkt anvendt som en efterbe-handling af spildevand - dvs. efter et traditionelt aktiv slam anlæg. Derimod anvendes en MBR oftest som en enhed, der erstatter procestank, efterkla-ringstank og eventuel sandfilter. Det er således næppe interessant at etablere MBR på danske renseanlæg, der allerede er udbyggede til fuld rensning. Det kan derimod være interessant ved etablering af et nyt renseanlæg eller eventuelt ved udvidelse af et eksisterende anlæg, hvor der stilles skærpede krav.

Økonomi Det har været vanskeligt at finde troværdige kilder for anlægs- og driftsom-kostninger i forbindelse med etablering af MBR. Specielt har det været vanske-ligt at indarbejde levetid for membranerne og dermed omkostninger i forbindel-se med udskiftning af membranerne. Ligeledes er det ikke entydigt, hvor stort energiforbruget er i forbindelse med driften af anlægget, da det nødvendige un-dertryk i membranerne sandsynligvis vil stige i løbet af levetiden som følge af delvis tilstopning.

Ved de økonomiske overslag er MBR-systemet regnet som en ekstra omkost-ning til et eksisterende anlæg. Et groft overslag for anlægs- og driftsomkostnin-ger i forbindelse med etablering af MBR på tre størrelser af aktiv slam anlæg er givet i nedenstående tabel.

Tabel 6-9 Prisoverslag ved etablering af MBR

Anlægsstørrelse Anlægsudgifter (1.000 kr.) Driftsomkostninger (1.000 kr.)5 pr. år



50.000 m3/dag (gennem- 200.000 4.000

5 Inkl. udskiftning af membranerne hvert 8. år.

.


snit) 7.500 m3/time (max)

[Okasaki et al, 2003]

Prisoverslagene giver en indikation af størrelsesordenen for henholdsvis an-lægs- og driftsomkostningen.

Største post for driftsudgifterne er udskiftning af nedslidte membraner og el.

.


6.3 Forventede rensegrader Ud fra litteraturstudie af udvalgte stoffer/stofgrupper samt renseteknologier, er rensegraderne som følger. Baggrunden for valg af rensegrader ba-seret på litteraturstudie kan ses i Bilag 1.

Tabel 6-10 Rensegrader for udvalgte avancerede rensemetoder

Cadmium Nikkel Bly E. coli Entero-kokker

Coliforme bakterier

17ß-østradiol

17α-ethinyl østradiol

PAH DEHP LAS Nonyl-phenol

Sandfiltrering 5-10 % 2-4 % 20-25 % <50 % <50 % <50 % 20-40 % 20-40 % 25-50 % 20-25 % 25-50 % 20-40 %

Ozon behandling

~ 0 % ~ 0 % ~ 0 % 100 % 100 % 100 % 60-100 % 50-100 % 50-90 % Ingen data <50 % 100 %

UV behandling

~ 0 % ~ 0 % ~ 0 % 99-99.5 % 99-99.5 % 99-99.5 % Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data ~ 0%

UV i kombina-tion med oxi-dationsmidler

Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data Ingen data

Membran BioReaktor

>90 % (suspend.)

<50% (opløst)

>90 % (suspend.)

<50% (opløst)

>90 % (suspend.)

<50% (opløst)

>90 % >90 % >90 % 100 % 65 % <50 % Ingen data >97 % 75-100 %

Ovenstående tabel angiver rensegraderne for en videregående rensning ved sandfiltrering, ozon behandling, UV behandling til desinfektion, UV i kombination med oxidationsmidler og behandling i MBR. Udgangspunktet for rensegraderne er kommunalt spildevand der er blevet renset i et aktiv slam anlæg (MBDN(K)) (dvs. hvor meget rensegraden er forbedret i forhold til rensningen i et typisk aktiv slam renseanlæg).

.


6.4 Ressourceforbrug I nedenstående tabel er der opstillet skøn over de forventede ressourceforbrug for de forskellige videregående renseteknologier. Heraf fremgår også den for-ventede levetid af de enkelte komponentgrupper.

Tabel 6-11 Skøn over forventet levetid og ressourceforbrug til etablering af videregående renseteknologier.

Renseteknologi Renseanlæggets kapacitet Levetid

2.000 m3/d 20.000 m3/d 50.000 m3/d år

Sandfiltrering

Jernbeton 250 - 300 m3 1.500 - 2.000 m3 3.000 - 4.000 m3 50 år

Filtreringssand 50 - 100 m3 400 - 800 m3 1.000 - 2.000 m3 10 år

Røranlæg (plast) 2.000 - 4.000 kg 8.000 - 12.000 kg 12.000 - 18.000 kg 50 år

Pumper, ventiler, diffusorer, blæsere (jern) 400 - 600 kg 1.500 - 2.500 kg 3.000 - 4.000 kg 20 år

Ozonbehandling

Jernbeton 40 - 60 m3 200 - 300 m3 400 - 500 m3 50 år

Røranlæg, pumper, ventiler, diffusorer (jern) 2.000 - 4.000 kg 8.000 - 12.000 kg 12.000 - 18.000 kg 20 år

UV-bestråling

Jernbeton 15 - 30 m3 150 - 200 m3 300 - 400 m3 20 år

Røranlæg (jern) 100 - 200 kg 300 - 500 kg 500 - 800 kg 50 år

UV-anlæg/kviksølvslamper 15-20 stk. 120-140 stk. 300-350 stk. 1½ år

Ozonbehandling efterfulgt af UV-bestråling

Jernbeton 40 - 60 m3 200 - 300 m3 400 - 500 m3 50 år

Røranlæg, pumper, ventiler, diffusorer (jern) 550 - 1.100 kg 2.150 - 4.250 kg 4.250 - 5.000 kg

20 år

UV-anlæg/kviksølvslamper 7-10 60-70 150-175 1½ år Ozon og UV-bestråling

Jernbeton 15 - 30 m3 150 - 200 m3 300 - 400 m3 50 år

Røranlæg, pumper, ventiler, diffusorer (jern) 2.000 - 4.000 kg 8.000 - 12.000 kg 12.000 - 18.000 kg

20 år

UV-anlæg/kviksølvslamper 15-20 stk. 120-140 stk. 300-350 stk. 1½ år Brintoverilte og UV-bestråling

Jernbeton 45 - 90 m3 450 - 600 m3 900 - 1200 m3 50 år

Røranlæg, pumper, ventiler, 300 - 600 kg 900 - 1500 kg 1500 - 2400 kg 20 år

.


diffusorer (jern) UV-anlæg/kviksølvslamper 45-60 stk. 360-420 stk. 900-1050 stk. 1½ år

Membran BioReaktor

Jern 10.000 kg 80.000 kg 180.000 kg 5-8 år

Plast 5.000 kg 40.000 kg 90.000 kg 5-8 år

Konventionelt renseanlæg

Jernbeton 1.000 - 1.500 m3 5.000 - 9.000 m3 10.000 - 18.000 m3 50 år

Røranlæg (plast) 20.000 - 40.000 kg 90.000 - 140.000 kg 140.000 - 200.000 kg 50 år

Pumper, blæsere, mixere, diffusorer (jern) 10.000 - 20.000 kg 40.000 - 80.000 kg 90.000 - 140.000 kg 20 år

Plastmaterialerne er typisk PE(H) mens jernkomponenterne delvist også vil bestå af stål.

er.

Instrumentering og styring er udeladt, idet de videregående renseteknologier forventes at kunne tilknyttes et allerede eksisterende SRO-system.

6.5 Energiforbrug I dette kapitel listes de energiforbrug, der er i forbindelse med hver af de videregående rensemetod

Drift Kommentarer

Sandfiltering Ca. 0,02 kWh/m3 behandlet

Energiforbrug primært til løft på ca. 4 m samt returskylning

Ozonbehandling Ca. 0,13 kWh/m3 behandlet

Det er forudsat, at ozonen produceres ud fra ren ilt, der leveres til anlægget.

ergikrævende.

For større anlæg kan der produceres ozon direkte på anlægget ud fra ilten i luften. Dette vil dog til gengæld være væsentlig mere en

UV-bestråling Ca. 0,015 kWh/m3 behandlet Energiforbrug primært til drift af UV lamper

Ozonbehandling efterfulgt af UV-bestråling

Ca. 0,033 kWh/m3 behandlet Energiforbrug som ozon og UV anlægget, men lavere dosis.

Ozon og UV-bestråling

Ca. 0,12 kWh/m3 behandlet Energiforbrug er summen af ozon og UV anlægget.

Brintoverilte og UV-bestråling

Ca. 0,045 kWh/m3 behandlet Energiforbrug primært til drift af UV lamper. Energien til H2O2 er ikke medtaget.

MBR Ca. 0,4 kWh/m3 behandlet De 0,4 kWh/m3 er det ekstra energiforbrug, som en udbygning af eksisterende biologisk rensning

.


medfører. Heraf er 0,1 kWh/m3 til selve membranfiltreringen, mens de 0,3 kWh/m3 anvendes til øget beluftning for at renholde mem-branoverfladerne.

6.6 Kemikalieforbrug I dette kapitel listes de kemikalieforbrug, der er i forbindelse med hver af de videregående rensemetoder.

Forbrug Kommentarer

Sandfiltering Intet fældningskemikalier er ikke medregnet, idet disse primært bruges hvis fosforkoncentrationen ønskes reduceret i sandfiltret. I forbindelse med fosforfældningen vil også en lang række andre stoffers udfældning forøges. Dsandfiltre oftest dog bruges uden fældningskemikalie i forbindelse med fjernelsen af SS, er fældningskemikalierne ikke

a

deret. inklu

Ozonbehandling rug ca. 8 g O3/m3

å ca. O2/m3 behandlet.

Ozonforbbehandlet.

Det kræver et iltforbrug p100 g

UV-bestråling Intet

Ozonbehandlingefterfulgt af

UV-

bestråling

rug ca. 2 g O3/m3

ug på ca. 25 3

Ozonforbbehandlet.

Det kræver et iltforbrg O2/m behandlet.

Ozon og UV-bestråling

rug ca. 8 g O3/m3

å ca. 3

Ozonforbbehandlet.

Det kræver et iltforbrug p100 g O2/m behandlet.

Brintoverilte og stråling

a. 20 g 3 behandlet.

UV-be

Brintoverilteforbrug cH2O2/m

MBR Intet

12 stoffer/stofgrupper er udvalgt som basis for miljøvurderingen i kapitel 7.

Desuden er fem avancerede renseteknologier udvalgt:

6.7 Sammenfatning

.


• Sandfiltrering som primært fjerner suspenderet stof - herunder tungme-taller. Der er desuden en betydelig fjernelse af sundhedsskadelige mi-kroorganismer.

• Ozonbehandling anvendes oftest til fjernelse af sundhedsskadelige mikroorganismer, men har også en effekt overfor visse organiske forbindelser.

nismer.

nismer.

logier er :

• UV behandling til desinfektion af spildevand - dvs. fjernelse sundhedsskadelige mikroorga

• 3 metoder med UV i kombination med oxidationsmidler er valgt. Denne type rensemetode fjerner visse miljøfremmede stoffer og sundhedsskadelig mikroorga

• MBR fjerner miljøfremmede stoffer (inklusive tungmetaller) samt sundhedsskadelige mikroorganismer.

Et overslag over de samlede omkostninger ved de fem avancerede rensetekno 6


Sandfiltrering 0,35

Ozonbehandling 0,20


UV i kombination med oxidationsmidler- UV efterfulgt af ozon - UV og ozon - UV og brintoverilte

0,12 0,30 0,51

MBR 0,65

På baggrund af et litteraturstudie er de forventede rensegrader bestemt. Disse rensegrader anvendes sammen med udløbskoncentrationerne fra større renseanlæg i Tabel 3-1 til at beregne udløbskoncentrationer fra de avancerederenseteknolog

ier.

Ressourceforbrug, energiforbrug og kemikalieforbrug er desuden opgjort til anvendelse i miljøvurderingen (kapitel 7).

6 Ved rensning af 50.000 m3 spildevand pr. dag, levetid på 20 år samt rente på 5 %.

.


7 Miljøvurdering Miljøaspekterne af at tage de aktuelle rensemetoder i anvendelse til videregående rensning af kommunalt spildevand er belyst i en livscyklusvurdering. Vurderingen er udført efter UMIP metoden [Wenzel et al., 1997] udbygget med den nyeste viden inden for LCA. Modelleringen og beregningerne er udført i Excel (Microsoft Office Excel 2003) og modellerne evedlagt rapporten som bilag. Modelleringen er udført med klar adskillelse i en data-sektion, en modellerings- og beregnings-sektion og en resultatvisnings-sektion. I data-sektionen fremgår alle grunddata for processerne i systemet og deres inputs fra og outputs til miljøet, af modellerings- og beregnings-sektionen fremgår de algoritmer, der er anvendt i beregningerne, og i resultatvisnings-sektionen fremgår de figurer og tabeller, der er vist her i rapporten. Modellen er ’aktiv’, dvs. at enhver ændring af grunddata, beregningsforudsætninger, vurderingsfaktorer mv. i data-sektionen, vil afsætte sig i alle dele af modellering, beregning og resultatvisning. Hermed har modtageren tillige med rapporten et værktøj til brug for eventuelle videre modelleringer og

r

supplementer til det aktuelt udførte arbejde.

sammenlignende og offentliggjort LCA skal være underkastet en uafhængig kritisk gennemgang.

I dette afsnit beskrives de studerede systemer, dvs. de vurderede den afgrænsning af disse, der er gjort.

rderingen er defineret en såkaldt funktionel enhed, m alle beregninger, resultater og vurderinger er normaliseret i forhold til.

Følgende

Videregående rensning af 1 m spildevand som udbygning af konventionel rensning af kommunalt spildevand.

Miljøvurderingen er i overensstemmelse med internationale standarder for livscyklusvurdering (LCA), som defineret af den internationale organisation for standardisering, ISO i standardserien ISO 14040 – 14043, både hvad angår denanvendte vurderingsmetode, data og transparens. På et punkt lever miljøvurderingen ikke op til ISO standardernes krav, nemlig at en

7.1 System modellering og afgrænsning

renseteknologiers ’livscyklus’, og

7.1.1 Funktionel enhed Som grundlag for miljøvuso

enhed er valgt:

3

.


Som yderligere specifikation af udgangspunktet for den videregående rensniner valgt en spildevandskvalitet defineret ved 12 udvalgte stoffer/stofgrupper. Denne er, som tidligere beskrevet defineret som det gennemsnitlige indhold adisse stoffer identificeret gennem NOVANA programmet, se Tabel 3-1. 3 af disse er sundhedsskadelige mikroorganismer, som ikke ka

g

f

n miljøvurderes. I det følgende miljøvurderes derfor kun 9 stoffer/stofgrupper.

t

som reference, og ændringerne ved at vælge et andet alternativ frem for dette

form af m kaldes

inducerede miljøpåvirkninger, og som reducerede eller eliminerede

t

e undgåede miljøpåvirkninger omfatter påvirkningerne fra de stoffer, der via rensningen fjernes fra

igur 7-1: Generel model for miljøkonsekvensvurdering af videregående rens-ning som supplement til eksisterende kommunal spildevandsrensning

7.1.2 Systemmodellering - metode Den metodemæssige tilgang til systemmodelleringen er den såkaldte ’konsekvens-LCA’ tankegang, der efterhånden er international konsensus om, se f.eks. [Wenzel, 1998] [Weidema et al., 1999] [Ekvall et al, 2004]. Princippei konsekvens-modellering er, at man ikke modellerer et enkelt system i sin livscyklus, men at man modellerer den samlede forskel mellem alternative systemer, således at den samlede – og rette – konsekvens af at vælge et alternativ frem for et andet fremkommer. Der vælges et system/et alternativ

modelleres.

I den aktuelle LCA er den eksisterende, konventionelle rensning af kommunalt spildevand valgt som reference, og ændringerne ved at udbygge denne med de studerede renseteknologier er modelleret. Ændringerne vil forekomme inye processer/miljøpåvirkninger i forhold til det eksisterende, so

processer/miljøpåvirkninger, der kaldes undgåede miljøpåvirkninger.

De inducerede miljøpåvirkninger omfatter påvirkningerne fra udvinding af råstoffer og fremstilling af materialer til renseanlægget, drift af renseanlæggeog bortskaffelse af renseanlægget samt fra håndtering/bortskaffelse af eventuelle slam-fraktioner fra rensningen. D

spildevandet. Figur 7-1 illustrerer en generel model for systemet.

Eksisterende spildevandsrensning

Udvidet rensningMiljøbelastende Miljøbelastende

stoffer ind stoffer ud

Råstoffer/ materialer til anlæg

Materialer og slam til bortskaffelse

Ressourcer/ energi til drift

Undgået (reduceret udledning)

Induceret

F

.


7.1.3 Geografisk, tidsmæssig og teknologisk afgrænsning Der er taget udgangspunkt i danske forhold hvad angår konventionel rensning, men idet den indgående spildevandskvalitet er klart defineret i de 9 udvalgte indholdsstoffer, og idet renseforudsætningerne i de studerede renseteknologier er klart defineret, har modelleringen som sådan ingen større geografisk begrænsning. Væsentligste geografiske afhængighed er antagelsen om, at elektricitet i systemerne stammer fra kul-baserede værker, som er marginalen på det danske el-marked fremover, dvs. den type el-produktion, der påvirkes, ved ethvert mindre øget eller reduceret forbrug af el [Behnke, 2006].

t

de

,

g på eksternt anlæg.

r.

en.

ng af miljøvurderingen.

Miljøvurderingen er afhængig af datas kvalitet og herunder alder. Der er anvendt data fra en af de nyeste LCA-databaser (GaBi) og andre opdaterede datakilder (data vurderes at være op til 5 år gamle), og datagrundlaget vurderesat være holdbart op til 5-10 år frem. Som det vil fremgå af resultaterne, er de væsentlige data renseanlæggenes el-forbrug (og produktionen af denne el) samspildevandets indhold af stoffer og renseanlæggenes reduktion heraf. Data for disse processer er de nyeste tilgængelige og vurderes at repræsentere processerne godt.

7.1.4 Systembeskrivelse og afgrænsning Det er valgt at modellere udbygningen af et anlæg med en hydraulisk belastning på 50.000 m3/d og herunder er det antaget, at anlægget har slamforbrænding, dvs. slammet brændes og udbringes ikke på jord. Det er valgt at afgrænse vurderingen til kun at inkludere slamforbrænding og ikke udbringning på landbrugsjord. I overensstemmelse med modellen, Figur 7-1, bemærkes, at det naturligvis kun er det inducerede ekstra slam fra den udviderensning, der inkluderes, ikke slammet fra den eksisterende rensning. I modelleringen er antaget forbrænding af slam på eget slamforbrændingsanlægidet data for Spildevandscenter Avedøre er anvendt. Som senere beskrevet i afsnit om følsomhedsvurderinger, er vurderingen imidlertid også repræsentativ for slamforbrændin

Udbringning af slam på jord kan vurderes efter samme principper som i øvrigt anvendt, og vurderingen vil efterfølgende kunne suppleres med dette, hvis ønske herom opstå

Som grundforudsætning for alle modelleringer ligger kvaliteten af det spildevand, der skal renses yderligere, som defineret i Tabel 3-1 i rapporten. Betydningen af afvigelser fra denne grundforudsætning vil blive diskuteret i afsnit 7.3, der inkluderes vurdering af følsomheden for forskellige variationer i forudsætningerne for miljøvurdering

Målet med studiet har som udgangspunkt været at studere 4 alternative renseanlægsscenarier: sandfiltrering, ozonering, UV, MBR. Men da sundhedsskadelige mikroorganismer ikke kan miljøvurderes, udgår UV behandli

.


I Figur 7-2 er vist flowdiagrammet over inducerede og undgåede processer og miljøpåvirkninger for sandfiltrering.

.


Sandfiltrering

Eksisterende

kommunal rensning

Beton 10 g/m3

Filtersand 13 g/m3

Rustfrit stål 0,01 g/m3

Plast 0,02 g/m3

Beton deponi 10 g/m3

Filtersand deponi 13 g/m3

Rustfr. stål genv. 0,01 g/m3

Plast forbrænding 0,02 g/m3

Slam forbrænd. 0,1-0,2 g/m3El 0,02 kWh/m3

Spildevand ind:

Cd 0,1 mg/m3

Pb 2,6 mg/m3

Ni 6,4 mg/m3

LAS 417 mg/m3

DEHP 1,9 mg/m3

PAH 0,01 mg/m3

Nonylfenol 0,52 mg/m3

EE2 0,1 µg/m3

E2 1,2 µg/m3

Spildevand ud:

Cd 0,09-0,095 mg/m3

Pb 1,9-2,0 mg/m3

Ni 6,1-6,3 mg/m3

LAS 208-313 mg/m3

DEHP 1,0-1,5 mg/m3

PAH 0,005-0,075 mg/m3

Nonylfen. 0,3-0,4 mg/m3

EE2 0,06-0,08 µg/m3

E2 0,7-0,9 µg/m3

Udledning

Anlæg Drift Bortskaffelse

1 m3

Figur 7-2: Model for miljøkonsekvensvurdering af sandfiltrering som supplement til eksisterende kommunal spildevandsrensning for udvalgte stoffer i udledningen. Signaturer: rød = induceret, grøn = undgået, fuldt optrukket = inkluderet, stiplet = ikke inkluderet

Bemærk, at de processer som fortrænges af bi-produkter, der leveres af systemet, også er inkluderet i modelleringen. Det drejer sig konkret om den energi, der fortrænges ved forbrænding af plast og det rustfrie stål, der fortrænges ved genvinding. Slamforbrænding er antaget at foregå på renseanlæggets slamforbrændingsanlæg, og det er ikke antaget, at eventuel overskudsenergi herfra fortrænger anden energi.

Data for beton, filtersand, rustfrit stål og plast samt bortskaffelsen af disse er taget fra GaBi LCA databasen [GaBi, 2003]. Data for slamforbrænding er taget fra Spildevandscenter Avedøres grønne regnskab for 2004 [Spildevandscenter Avedøre, 2005]. Kilderne til data for udløbskoncentrationen fra konventionel rensning samt data for sandfiltreringen er beskrevet tidligere i rapporten. De øvrige renseteknologier er modelleret på tilsvarende måde. Til ozoneringen er

.


antaget brug af ren ilt, og fremstilling af dette er inkluderet. Data er virksom-hedsspecifikke [Capogrosso et al., 2001].

Tabel 7-1 viser en oversigt over de flows, der indgår som grundlag for modelleringen (idet eventuelt slam til forbrænding dog ikke er vist i tabellen). Tabellen er analog til og indeholder de samme data som Figur 7-2 for ozonering og MBR.

apporten.

Bemærk, at Figur 7-2 og Tabel 7-1 kun viser de flows, der er direkte knyttet til renseanlægget. Disse flows er i modelleringen naturligvis ført tilbage til deres ’vugge’ (indvinding af råstoffer fra naturen) hhv. frem til deres ’grav’ (endelig udledning til naturen via deponi eller emission), som nævnt inklusive de fortrængninger af anden energi eller materiale, der måtte være. Detaljer i modelleringen fremgår af den til grund liggende Excel-model, som er leveret som bilag til r

Tabel 7-1. Referenceflows for de 3 studerede renseteknologier

Flow Enhed Sandfiltrering Ozonering MBR Induceret produktion og bortskaffelse Beton g/m3 10,08219178 1,26027397 0,00000000Filtersand g/m3 13,15068493 0,00000000 0,00000000Rustfrit stål g/m3 0,00958904 0,04109589 1,23287671Plast (HD-PE) g/m3 0,01643836 0,00000000 0,61643836Materialer i alt g/m3 23,25890411 1,30136986 1,84931507 El-forbrug til anlægsdrift kWh/m3 0,02000000 0,13000000 0,40000000 Undgået spildevandsudledning Cadmium mg/m3 0,010000 0,000000 0,020000Bly mg/m3 0,637500 0,000000 0,892000Nikkel mg/m3 0,256000 0,000000 0,320000Tungmetaller i alt mg/m3 0,903500 0,000000 1,232000LAS mg/m3 208,500000 208,500000 250,000000PAH mg/m3 0,005000 0,009000 0,008000Nonylfenol mg/m3 0,208000 0,520000 0,260000Organiske miljøfarlige stoffer i alt mg/m3 208,713000 209,029000 250,268000DEHP mg/m3 0,483000 0,000000 0,482500EE2 mg/m3 0,000040 0,000100 0,000050E2 mg/m3 0,000480 0,001200 0,000600Hormonstoffer i alt mg/m3 0,483520 0,001300 0,483150

7.2 Opgørelse Alle inputs til og outputs (= ressourceforbrug, emissioner og fast affald) fra de berørte processer er via modelleringen opgjort og summeret over systemerne – som altid i en LCA. Summeringen er holdt opløst på de enkelte faser af livsfor-løbet for renseanlæggene: Anlæg, Drift og Bortskaffelse af anlæggene, samt naturligvis anlæggenes effekt på spildevandet, således at kilderne til inducerede og undgåede miljøpåvirkninger kan spores tilbage. Detaljerne heri fremgår af

.


modelleringen samt af de senere præsentationer af miljøvurderingen. På næste side er de fuldt aggregerede resultater af – udvalgte – inputs og outputs vist for de tre teknologier i Tabel 7-2 i et samlet overblik.

Tabel 7-2. Aggregerede inducerede og undgåede ressourceforbrug, emissioner og af-faldsdannelser for de studerede renseteknologier

Flow Enhed Sandfiltrering Ozonering MBR Induceret ressourceforbrug Råolie g/m3 0,382564 0,960729 3,804361Naturgas g/m3 0,058473 0,202163 1,181698Stenkul g/m3 9,910430 60,184639 184,954976Brunkul g/m3 0,019456 0,027358 0,172817Brændsler i alt g/m3 10,370923 61,374889 190,113852Kvartssand g/m3 21,508239 1,048107 0,091377Kalksten g/m3 2,181908 1,788684 4,968962Mineraler i alt g/m3 23,690147 2,836791 5,060339Jern g/m3 0,116443 0,062440 0,212249Aluminium g/m3 0,000183 0,000112 0,005956Chrom g/m3 0,001268 0,005665 0,151409Mangan g/m3 0,000212 0,001042 0,020719Nikkel g/m3 0,000544 0,002432 0,065014Metaller i alt g/m3 0,118651 0,071691 0,455348 Induceret luftemission CO2 g/m3 20,299555 112,259168 349,253428CO g/m3 0,007645 0,020358 0,063966SO2 g/m3 0,017256 0,074785 0,254959NOx g/m3 0,047063 0,214736 0,671855CH4 g/m3 0,027056 0,149774 0,465492VOC mg/m3 1,889782 7,096883 26,947573NMVOC mg/m3 0,818181 4,343739 14,082703Chrom mg/m3 0,281282 0,187091 0,524310Vanadium mg/m3 0,008325 0,003978 0,017492Nikkel mg/m3 0,002695 0,001470 0,006199Mangan mg/m3 0,004833 0,023730 0,471945Zink mg/m3 0,000970 0,000781 0,002913Bly mg/m3 0,000555 0,000346 0,001138Tungmetaller i alt mg/m3 0,298660 0,217395 1,023998 Induceret vandemission COD mg/m3 0,149766 0,883495 2,828229TOC mg/m3 0,001477 0,005379 0,043580BOD mg/m3 0,007777 0,019136 0,152058Tot-N mg/m3 0,317115 2,028296 6,211963Tot-P mg/m3 0,000111 0,000095 0,000256SS mg/m3 0,089767 0,299233 2,240557Jern mg/m3 0,015494 0,081427 0,393611Mangan mg/m3 0,000312 0,000306 0,001196Zink mg/m3 0,000197 0,000434 0,001352Cd mg/m3 0,000004 0,000009 0,000026Cu mg/m3 0,001652 0,010706 0,032800

.


Pb mg/m3 0,000054 0,000158Ni mg/m3 0,000195 0,003241Chrom uspecificeret 0,000131 0,000848 0,002684Chrom VI mg/m3 0,000180 0,001113 0,003405Tungmetaller i alt mg/m3 0,002413 0,014186 0,043665

fast affald

Induceret
Volumenaffald mg/m3 23,568115Farligt affald mg/m3 0,018735Slagge og aske mg/m3 0,010981Radioaktivt affald mg/m3 0,006622Fast affald i alt mg/m3 23,604453 Undgået vandem n Cadmium mg/m3 0,010000Bly mg/m3 0,637500Nikkel mg/m3 0,256000Tungmetaller i alt mg/m3 0,903500
mg/m3 208,500000 20mg/m3 0,005000mg/m3 0,208000

jøfarlige stoffer i mg/m3 208,713000 20mg/m3 0,4830000mg/m3 0,0000400 0mg/m3 0,0004800 0

i alt mg/m3 0,483520

, at der på masse-basis anvendes væsem spildevand til at etablere og drive anlæggene, espildevandet. Hvorvidt denne indsats af ressourcerhensigtsmæssig afhænger af miljøaspekterne af stoskæbne – som karakteriseres og vurderes i det følg

7-3:

7.3 Vurdering Miljøvurderingen følger som nævnt UMIP LCA mDenne metode omfatter, ligesom andre anerkendtekomponenter i karakteriseringen og kvantificeringDisse elementer illustreres i Figur
2,324772 3,6374180,109138 0,9304900,041225 0,1847130,003045 0,0683082,478182 4,820928
0,000000 0,0200000,000000 0,8920000,000000 0,3200000,000000 1,2320008,500000 250,0000000,009000 0,0080000,520000 0,260000

9,029000 250,268000- 0,4825000

,0001000 0,0000500,0012000 0,00060000,001300 0,483150

ntligt større mængder stof pr.

LAS PAH Nonylfenol Organiske milalt DEHP EE2 E2 Hormonstoffer

Det fremgår3

0,000056 0,001020

issio

nd der fjernes fra er miljømæssigt ffernes egenskaber og ende afsnit.

etoden [Wenzel et al., 1997]. LCA metoder, nogle en af miljøpåvirkningerne.

.


Karakterisering

- kvantificering af stofudledningers bidrag til miljøpåvirkninger udtrykt i en fælles enhed. Drivhusgasser omregnes f.eks. til g CO2-ækvivalenter og bidrag til økotoksicitet for vandlevende organismer omregnes til enheden m3 vand (et mål for hvor meget vand den aktuelt udledte stofmængde kan forurene til effektgrænsen)

Normalisering

- de hermed beregnede bidrag til forskellige typer miljøeffekter sættes herefter i forhold til en kendt reference. I UMIP metoden anvendes en gennemsnitspersons bidrag til samme effekttype, og det beregnede bidrag udtrykkes i personækvivalenter, PE.

Vægtning

- de normaliserede bidrag til de forskellige typer miljøeffekter vægtes herefter efter, hvor ’alvorlig’ den aktuelle miljøeffekt er – konkret vægtes efter hvilke reduktionmålsætninger, der findes i miljøpolitikken. I UMIP metoden anvendes EU’s miljøpolitiske målsætninger. Det beregnede bidrag er herefter udtrykt i enheden PEM (PE målsat), som er en gennemsnitspersons bidrag i den fremtid målsætningen gælder (såfremt målsætningen akurat nås).Figur 7-3: Komponenterne i miljøvurderingen

Tabel 7-3 viser et eksempel på normalisering og vægtning af de inducerede miljøpåvirkninger fra sandfiltrering for udvalgte miljøeffekttyper.

Tabel 7-3. Normalisering og vægtning af udvalgte inducerede miljøpåvirkninger fra sandfiltrering af spildevand.

0,2 * 10-60,2 * 10-60,07293 * 103352 * 103Økotoksicitetvand kronisk(m3 vand)

0,05 * 10-60,04 * 10-60,00119 * 10325 * 103Fotokemisk ozondannelse(g C2H4-ækv.)

0,7 * 10-60,6 * 10-60,0799 * 103119 * 103Næringssalt belastning(g NO3-ækv.)

0,9 * 10-60,7 * 10-60,0557 * 10374 * 103Forsuring(g SO2-ækv.)

2,7 * 10-62,4 * 10-6217,9* 1068,7 * 106Drivhus-effekt(g CO2-ækv.)

Relativt bidrag(PEM)

Relativt bidrag(PE)

Induceret pr. m3

spv.

Målsat bidrag pr. person pr. år

Bidrag pr. person pr. år

Effekttype

0,2 * 10-60,2 * 10-60,07293 * 103352 * 103Økotoksicitetvand kronisk(m3 vand)

0,05 * 10-60,04 * 10-60,00119 * 10325 * 103Fotokemisk ozondannelse(g C2H4-ækv.)

0,7 * 10-60,6 * 10-60,0799 * 103119 * 103Næringssalt belastning(g NO3-ækv.)

0,9 * 10-60,7 * 10-60,0557 * 10374 * 103Forsuring(g SO2-ækv.)

2,7 * 10-62,4 * 10-6217,9* 1068,7 * 106Drivhus-effekt(g CO2-ækv.)

Relativt bidrag(PEM)

Relativt bidrag(PE)

Induceret pr. m3

spv.

Målsat bidrag pr. person pr. år

Bidrag pr. person pr. år

Effekttype

.


Normaliseringen (bidrag udtrykt i PE) består i at dividere de inducerede påvirkninger (pr. m3 spildevand) med det gennemsnitlige bidrag pr. personVægtningen består i at dividere de inducerede påvirkninger med det bidrag, der er målsat pr. person via det samlede sæt af miljøpolitikker, handlingsplaner og internationale konventioner, som EU har vedkendt sig.

.

ende afsnit.

thalat DEHP.

rierne:

7.3.1 Karakterisering I miljøvurderingens første trin grupperes de enkelte inputs fra og outputs til miljøet som nævnt i Figur 7-3 efter hvilke ressourceforbrug og effekter de bidrager til, og deres bidrag inden for den enkelte effektkategorier kvantificeres. Dette er gjort i henhold til UMIP metoden med de seneste opdateringer. Til kvantificeringen er dels anvendt eksisterende effektfaktorer –udviklet og rapporteret i UMIP – dels de i dette projekt udviklede effektfaktorerfor de udvalgte stoffer. Udviklingen af disse effektfaktorer har været en stor del af projektet, og den rapporteres derfor særskilt i det følg

Effektfaktorer for prioriterede stoffer Som beskrevet i starten af dette kapitel er der på basis af diskussioner i projektfølgegruppen udvalgt 9 stoffer for hvilke effektfaktorer beregnes. Det drejer sig om metallerne cadmium, bly og nikkel, tensiderne LAS og nonylphenol, to kvindelige kønshormoner ethynyløstradiol og østradiol, PAHsamt et enkelt ph

I stedet for at anvende en ffektfaktor for PAH, er det af styregruppen valgt at beregne effektfaktorer for hvert af de enkelte PAH’er: benz(a)pyren, benz(b)fluranthen, benz(g,h,i)perylen, benz(k)fluranthen og indeno(1,2,3-cd)pyren.

Dvs. at der for hver af de ovenstående tretten stoffer er der estimeret effektfaktorer for økotoksicitet efter UMIP-metoden [Hauschild et al, 1998a]. Disse effektfaktorer dækker påvirkningskatego

• akut økotoksicitet i ferskvand, kronisk økotoksicitet i ferskvand og kronisk økotoksicitet i jord ved direkte emission til ferskvand

• kronisk økotoksicitet i ferskvand og kronisk økotoksicitet i jord ved direkte emission til jord

• kronisk økotoksicitet i ferskvand og kronisk økotoksicitet i jord ved direkte emission til luft

Som en ny specialisering af UMIP-metoden er der estimeret effektfaktorer for kronisk økotoksicitet i saltvand, men kun for direkte udledning til saltvand. Ved disse beregninger er grundprincipperne i UMIP-metoden anvendt men supple-ret med de nyeste EU risikovurderingsprincipper for estimering af PNEC i salt-vand [EC, 2003]. Baseres estimeringen af PNEC for saltvand udelukkende på

.


data fra test på ferskvands- og/eller saltvandsorganismer fra tre trofiske niveau-er (alger, krebsdyr, fisk) anvendes en applikationsfaktor (Assessment Factor, AF) der er 10 gange højere end den tilsvarende for ferskvand. Kun i de tilfælde hvor der foreligger anvendelige effektdata for to ”ekstra” saltvandsorganismer (repræsenterende to forskellige taxanomiske marine grupper, f.eks. bløddyr og pighuder), anvendes samme AF ved estimeringen af PNEC for saltvand og ferskvand. Hvis der foreligger kvalitetskriterier (f.eks. EU kvalitetskriterier, QC, for ferskvand, saltvand eller jord) er disse dog typisk anvendt som PNEC-værdi ved estimering af effektfaktorerne.

De specifikke effekter af hormonforstyrrende stoffer har så vidt vides ikke tidligere været inddraget ved beregning af effektfaktorer for økotoksicitet i LCA sammenhæng. Et af problemerne er, at mulige anvendelige standardiserede laboratorietestsmetoder stadig er under udvikling. Der er dog her gjort et første forsøg på at inddrage denne effekttype (fokus på østrogenlignende effekt) ved bl.a. at vælge testresultater fra nyligt publiceredstudier eller studier under publicering. Effekter på en populations kønsratio er valgt som hoved-endpoint, fordi den direkte relaterer sig til populationens reproduktion. I øvrigt er grundprincipperne i UMIP-metoden benyttet ved inddragelse af hormonforstyrrende stoffer. En beskrivelse, af de overvejelser og vurderinger, der er gjort vedrørende hormoneffekter og økotoksicitet i LCA

e

sammenhæng, fremgår af bilag 3.

for stof samt angivelse af data brugt ved estimeringerne af effektfaktorerne.

De estimerede effektfaktorer for de 13 stoffer (inkl. 5 typer PAH'er) fremgår af tabel 7-4, som desuden indeholder de anvendte PNEC-værdier. I bilag 3 findes en detaljeret gennemgang stof

.

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 78

Tabe

l 7-4

UM

IP-k

arak

teri

seri

ngsf

akto

rer o

g PN

EC-v

ærd

ier f

or d

e 13

stof

fer

Em

is. t

il sa

ltv.

EF(

etw

a)w

EF(

etw

c)w

EF(

etsc

)wE

F(et

wc)

sE

F(et

sc)s

EF(

etw

c)a

EF(

etsc

)aE

F(et

swc)

swP

NE

Cw

aP

NE

C w

cP

NE

Csc

PN

EC

swc

Cad

miu

m4.

3E+0

25.

3E+0

30.

0E+0

00.

0E+0

05.

9E-0

12.

6E+0

32.

9E-0

12.

9E+0

32.

3E-0

31.

9E-0

41.

7E+0

03.

4E-0

4

Bly

3.8E

+02

2.4E

+03

0.0E

+00

0.0E

+00

1.2E

-02

1.2E

+03

6.1E

-03

2.4E

+03

2.6E

-03

4.1E

-04

8.2E

+01

4.1E

-04

2,5,

11,1

2,22

,30,

31

Nik

kel

3.8E

+01

5.6E

+02

0.0E

+00

0.0E

+00

2.6E

-01

2.8E

+02

1.3E

-01

5.6E

+02

2.6E

-02

1.8E

-03

3.9E

+00

1.8E

-03

2,11

,13,

22,3

2

Non

ylfe

nol

1.8E

+02

1.5E

+03

0.0E

+00

0.0E

+00

9.7E

-01

0.0E

+00

0.0E

+00

1.5E

+04

5.6E

-03

3.3E

-04

5.2E

-01

3.3E

-05

LAS

(C10

-C13

)1.

1E+0

17.

4E-0

10.

0E+0

00.

0E+0

02.

9E-0

20.

0E+0

00.

0E+0

07.

4E+0

09.

0E-0

22.

7E-0

16.

9E+0

02.

7E-0

2

Die

thyl

hexy

lpht

hala

te (D

EH

P)

7.5E

+01

9.1E

+01

0.0E

+00

0.0E

+00

1.0E

-02

0.0E

+00

0.0E

+00

9.1E

+01

1.3E

-02

2.2E

-03

2.0E

+01

2.2E

-03

Eth

ynyl

østra

diol

(EE

2)9.

1E+0

01.

7E+0

70.

0E+0

00.

0E+0

01.

2E+0

40.

0E+0

00.

0E+0

01.

7E+0

81.

1E-0

16.

0E-0

88.

6E-0

56.

0E-0

91,

2,3,

4,5,

15,1

9,20

,21

Øst

radi

ol (E

2)2.

0E+0

02.

1E+0

50.

0E+0

00.

0E+0

04.

3E+0

20.

0E+0

00.

0E+0

02.

1E+0

65.

1E-0

12.

4E-0

61.

2E-0

32.

4E-0

71,

2,3,

4,5,

15,1

9,21

,23,

24,2

5

Ben

z(a)

pyre

n2.

0E+0

32.

0E+0

40.

0E+0

00.

0E+0

02.

6E+0

00.

0E+0

00.

0E+0

02.

0E+0

45.

0E-0

45.

0E-0

53.

9E-0

15.

0E-0

51,

2,4,

5,9,

7,8,

25,2

6,27

Ben

z(b)

fluor

anth

en2.

4E+0

48.

9E+0

50.

0E+0

00.

0E+0

03.

7E+0

10.

0E+0

00.

0E+0

08.

9E+0

64.

2E-0

51.

1E-0

62.

7E-0

21.

1E-0

7

Ben

z(g,

h,i)p

eryl

en5.

0E+0

41.

2E+0

50.

0E+0

00.

0E+0

01.

7E-0

10.

0E+0

00.

0E+0

01.

2E+0

62.

0E-0

58.

2E-0

65.

9E+0

08.

2E-0

71,

2,3,

7,8,

9,27

,CO

NFI

D

Ben

z(k)

fluor

anth

en7.

1E+0

41.

9E+0

50.

0E+0

00.

0E+0

09.

6E-0

10.

0E+0

00.

0E+0

01.

9E+0

61.

4E-0

55.

4E-0

61.

0E+0

05.

4E-0

71,

2,7,

8,9,

25,2

7,29

Inde

no(1

,2,3

-cd)

pyre

n1.

0E+0

43.

7E+0

50.

0E+0

00.

0E+0

04.

6E+0

00.

0E+0

00.

0E+0

03.

7E+0

61.

0E-0

42.

7E-0

62.

2E-0

12.

7E-0

7

2,18

1,2,

3,9,

27

1,2,

3,7,

27,2

8

Ref

eren

ser *

2,10

,11,

22

Stof

navn

2,14

,15

1,2,

6,16

,17

(mg/

L)

Pre

dict

ed N

o E

ffect

Con

cent

ratio

n (P

NE

C)

Effe

ktfa

ktor

er (m

3 /g)

Em

issi

ons

to fe

rskv

and

Em

issi

ons

til jo

rdE

mis

sion

s til

luft

*

/1/ P

hysP

rop

Dat

abas

e (2

006)

; /2/

EPI

win

suite

(200

0) ;

/3/ E

CO

SAR

(200

1); /

4/ H

SDB

(200

6); /

5/ E

CO

TOX

(200

6); /

6/ M

adse

n et

al.

(200

1); /

7/ M

acka

y et

al.

(200

0); /

8/ K

alf

et a

l. (1

995)

; /9/

DEF

RA

(200

3); /

10/ E

U R

A

Rep

ort (

2003

); /1

1/ C

rom

men

men

tuijn

et a

l. (1

997)

; /12

/ Dav

ies e

t al.

(197

6); /

13/ C

RC

(198

1); /

14/ E

U R

A R

epor

t (20

02) ;

/15/

OEC

D (2

004)

; /16

/ HER

A L

AS

(200

4); /

17/ E

urop

ean

Che

mic

al B

urea

u (2

000)

; /18

/ EU

RA

Rep

ort (

2001

) ; /1

9/ C

hris

tians

en e

t al.

(200

2) ;

/20/

Örn

et a

l. (2

005)

; /2

1/ G

ross

-Sor

okin

et a

l. (2

005)

; /22

/ US

EPA

(200

4); /

23/ D

HI (

2002

); /2

4/ H

olbe

ch e

t al.(

2005

); /2

5/ R

IVM

(199

9); /

26/ L

yons

et a

l. (2

002)

; /2

7/

How

ard

et a

l. (1

991)

; /28

/ Wer

ners

son

and

Dav

e (1

997)

; /29/

New

sted

and

Gie

sy (1

987)

; /30

/ Dia

mon

d et

al.

(199

7); /

31/ J

anus

(200

1); /

32/ K

eith

ly e

t al.

(200

4). S

e re

fere

ncel

iste

, CO

NFI

D: K

onfid

entie

lle d

at a

.


Med de her udviklede samt allerede eksisterende effektfaktorer kan inputs og outputs kvantificeres som vist i Tabel 7-5.

Tabel 7-5 Karakterisering af ressourceforbrug, emissioner og affald efter effektkatego-rier for de studerede renseteknologier

Flow Enhed Sandfiltrering Ozonering MBR Induceret ressourceforbrug Råolie g/m3 spv. 0,3826 0,9607 3,8044Naturgas g/m3 spv. 0,0585 0,2022 1,1817Stenkul g/m3 spv. 9,9104 60,1846 184,9550Brunkul g/m3 spv. 0,0195 0,0274 0,1728Brændsler i alt g/m3 spv. 10,3709 61,3749 190,1139Kvartssand g/m3 spv. 21,5082 1,0481 0,0914Kalksten g/m3 spv. 2,1819 1,7887 4,9690Mineraler i alt g/m3 spv. 23,6901 2,8368 5,0603Jern g/m3 spv. 0,1164 0,0624 0,2122Aluminium g/m3 spv. 0,0002 0,0001 0,0060Chrom g/m3 spv. 0,0013 0,0057 0,1514Mangan g/m3 spv. 0,0002 0,0010 0,0207Nikkel g/m3 spv. 0,0005 0,0024 0,0650Metaller i alt g/m3 spv. 0,1187 0,0717 0,4553 Inducerede miljøpåvirkninger Drivhuseffekt g CO2-ækv./m3 spv. 20,9575 115,8173 360,3676Forsuring g SO2-ækv./m3 spv. 0,0503 0,2254 0,7263Næringssaltbelastning g NO3-ækv./m3 spv. 0,0650 0,2990 0,9349Fotokemisk ozondannelse g C2H4-ækv./m3 spv. 0,0014 0,0065 0,0224Økotoxicitet vand akut m3 vand/m3 spv. 0,0023 0,0144 0,0456Økotoxicitet ferskvand kronisk m3 vand/m3 spv. 0,0662 0,1883 0,6208Økotoxicitet saltvand kronisk m3 vand/m3 spv. 0,0003 0,0007 0,0023Økotoxicitet jord kronisk m3 jord/m3 spv. 0,0000 0,0000 0,0000Human toxicitet luft m3 luft/m3 spv. 1328,1154 2477,2387 8863,3054Human toxicitet vand m3 vand/m3 spv. 0,0059 0,0224 0,0910Human toxicitet jord m3 jord/m3 spv. 0,0000 0,0000 0,0000 Induceret affald Volumenaffald g/m3 spv. 23,5681 2,3248 3,6374Farligt affald g/m3 spv. 0,0187 0,1091 0,9305Slagge og aske g/m3 spv. 0,0110 0,0412 0,1847Radioaktivt affald g/m3 spv. 0,0066 0,0030 0,0683 Undgåede miljøpåvirkninger Økotoxicitet vand akut m3 vand/m3 spv. 2,6555 2,4270 3,2375Økotoxicitet vand kronisk m3 vand/m3 spv. 3,1299 3,0390 4,2013Økotoxicitet saltvand kronisk m3 vand/m3 spv. 14,2330 28,7699 17,9934

Som det fremgår af tabellen, er den undgåede økotoksicitet af spildevandsud-ledningen væsentligt større end den økotoksicitet, der induceres i vandmiljøet


andre steder grundet etablering og drift af renseanlæggene. Renseanlæggene medfører imidlertid en række andre miljøpåvirkninger, især de energirelaterede påvirkninger, og også affaldsdannelse. Det er derfor nødvendigt at afveje disse grupper af påvirkninger mod hinanden for at vurdere, om rensningen er miljø-mæssigt fordelagtig i et helhedsbillede. Dette er formålet med næste trin i mil-jøvurderingen, som omfatter normalisering og vægtning af de karakteriserede påvirkninger.

Af modelleringen i Excel fremgår breakdown på processer i systemet.

7.3.2 Normalisering og vægtning Vurderingen baserer sig på de seneste opdateringer af UMIP vurderingsgrundlaget i form af normaliseringsreferencer og vægtning. UMIP metoden udtrykker som beskrevet i Figur 7-3 de normaliserede miljøpåvirkninger i Personækvivalenter (= andele af en gennemsnitspersons miljøpåvirkning), som er en enhed analog til den fra spildevandssektoren kendte personækvivalent, men ikke identisk. Konkret udtrykkes miljøpåvirkningen inden for en bestemt effektkategori ved at dividere den fundne miljøpåvirkning pr. funktionel enhed med normaliseringsreferencen, som er gennemsnitspersonens miljøpåvirkning. Gennemsnitspersonens miljøpåvirkning findes ved at tage det samlede samfunds miljøpåvirkning (konkret EU 1994) pr. person i dette samfund på det aktuelle tidspunkt (1994). Herefter vægtes miljøpåvirkningerne med en vægtningsfaktor, der modsvarerde reduktionsmål, der er for miljøpåvirkningen inden for den enkelte effektkategori – hvilket blot svarer til at normalisere med gennemsnitspersonens miljøpåvirkning efter at reduktionsmålene er

opnået. Begge beregninger er vist i Excel modellen, her vises kun det vægtede billede.

t følsomheden for væsentlige antagelser samtidig illustreres og diskuteres.

tningen af inducerede versus undgåede miljøpåvirkninger for sandfiltrering.

I det følgende gennemgås miljøvurderingen for hver renseteknologi, ide

Sandfiltrering Figur 7-4 viser væg


Induceret miljøpåvirkning

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Drivhuseffekt

Forsuring

Næringssaltbelastning

Fotokemisk ozondannelse

Økotoxicitet vand akut

Økotoxicitet ferskvand kronisk

Økotoxicitet saltvand kronisk

Økotoxicitet jord kronisk

Human toxicitet luft

Human toxicitet vand

Human toxicitet jord

Effekttype

u PEM * år

AnlægDriftBortskaffelse

Undgået miljøpåvirkning

- 10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Økotox ferskvand kronisk min

Økotox saltvand kronisk min

Økotox ferskvand kronisk max

Økotox saltvand kronisk max

u PEM * år

TungmetallerOrganiske stofferHormonstoffer

Figur 7-4: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpå-

virkninger ved sandfiltrering

De inducerede miljøpåvirkninger er additive, dvs. bidragene skal lægges sammen. Den eneste undtagelse herfra er, at økotoksicitet for både saltvands-og ferskvandsorganismer – disse to er komplementære til hinanden. Alle de viste undgåede miljøpåvirkninger er imidlertid komplementære, dvs. kun én ade viste vandrette søjler skal indgå i sammenligningen med de inducerede miljøpåvirkninger. Både økotoksicitet for saltvands- og ferskvandsorganismeer vist, og hvilken af disse der skal anvendes afhænger af, om udledningen finder sted til ferskvand eller saltvand. Endvidere er vist beregningen for min. og max. værdi for sandfiltreringens fjernelse af stoffer fra udled

f

r

ningen.

Figur 7-4 er baseret på de forudsætninger, der vurderes at repræsentere de indu-cerede og undgåede miljøpåvirkninger bedst. Figuren viser en opdeling på kil-der til påvirkningerne, dels faserne i livsforløbet for renseanlægget, dels de for-skellige stofgrupper inkluderet i vurderingen. Det fremgår, at de inducerede miljøpåvirkninger altovervejende stammer fra driften af renseanlægget, konkret fra anlæggets el-forbrug. De undgåede miljøpåvirkninger stammer med nogen-lunde lige vægt fra tungmetaller, organiske miljøfarlige stoffer og hormonstof-fer. For tungmetallerne stammer bidraget altovervejende fra bly. For de organi-ske stoffer bidrager LAS og nonylphenol nogenlunde lige meget, mens PAH stort set ikke bidrager. Målinger for en række enkelt-PAH’er indgår i NOVANA programmet, men alle målinger er underdetektionsgrænsen for alle disse stoffer. I Figur 7-4 er summen af PAH’er sat til detektionsgrænsen på 0,01 µg/l og effektfaktoren for benz(a)pyren er anvendt ved beregning af øko-toksiciteten fra PAH’er samlet, hvilket som nævnt resulterer i et helt ubetyde-


ligt bidrag. I næste afsnit vises konsekvensen af at anvende den i projektet ud-viklede effektfaktor for hver enkelt PAH. For hormonstofferne stammer bidra-get altovervejende fra EE2, men det skal bemærkes, at spildevandets indhold af EE2 er usikkert, og at bidraget her er baseret på en beregning ud fra EE2’s de-tektionsgrænse. Det reelle indhold i spildevandet vil sandsynligvis være min-dre, uvist hvor meget.

Den umiddelbare tolkning af figuren er, at de undgåede miljøpåvirkninger i form af økotoksicitet for vandmiljøet fra de her inkluderede stoffer er større end de inducerede påvirkninger, når de normaliseres i forhold til baggrundspåvirkningen, og at de vejer tungere i lyset af de politiske reduktionsmål for de forskellige miljøeffektkategorier. Bemærk imidlertid: hvis der anvendes beregningen for ferskvandorganismer og den minimale rensegrad, og det tages i betragtning, at bidraget fra hormonstoffer ikke er reelt (da indholdet sandsynligvis er væsentligt lavere end detektionsgrænsen) er de inducerede miljøpåvirkninger af omtrent samme størrelse som de undgåede.

ger og data:

endelse.

d

n, se Figur 7-5.

Inden den umiddelbare tolkning fra Figur 7-4 manifesterer sig som en konklusion, er der imidlertid en række forhold, der bør overvejes. Dels er der væsentlige usikkerheder forbundet med visse af beregningsforudsætningerne dels er datagrundlaget ikke komplet. De væsentligste usikkerheder og følsomheder fordeler sig på nogle få nøgleforudsætnin

• Spildevandets indhold af stoffer før rensningen • De estimerede PNEC værdier bag effektfaktorerne for økotoksicitet • Usikkerhed i de udvalgte, avancerede renseteknologiers renseffekt overfor

de udvalgte stoffer. • Renseteknologiernes effekt på indholdsstoffer i spildevandet, der ikke er

inkluderet i dette projekt – og vurderingen af proportionen i denne mangel • Sidst men ikke mindst antagelsen om slamhåndteringen, hvor

vurderingerne i denne rapport forudsætter forbrænding af slammet og ikkejordbrugsanv

Disse forhold gennemgås et for et i det følgende.

Sandfiltrering – vurderingens følsomhed for spildevandets indhold Der må forudses store variationer i forskellige spildevandudledningers indhold relativt til de antagelser, der er gjort her. Det enkelte renseanlæg bør derfor holde sit aktuelle spildevandsindhold op imod de data fra NOVANA programmet, der er anvendt her, og justere fortolkningen derefter, evt. udføre nye beregninger vha. den udviklede Excel model. Bemærk konkret, at nogle af de inkluderede stoffer overvejende er repræsenteret via deres detektionsgrænse,dvs. det er detektionsgrænsen der ligger til grund for beregningen snarere endet er et målt indhold. Det gælder især hormonstofferne EE2 og E2 samt PAH. Af disse betyder kun EE2 noget i kvantificeringen af miljøpåvirkningerne i Figur 7-4. Som en illustration af betydningen af forskelle i spildevandets indhold af enkeltstoffer vises her miljøvurderingen, hvis hvert enkelt af PAH’erne var til stede i spildevandet lige præcis på detektionsgrænse



0 50 100 150 200 250 300

Drivhuseffekt

Forsuring










Effekttype

u PEM * år



0 50 100 150 200 250 300





u P E M * år


Figur 7-5: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved sandfiltrering – eksempel på betydningen af spildevan-dets indhold, idet alle 5 enkelt-PAH’er her er inkluderet med et indhold lig med detektionsgrænsen på 0,01 µg/l samt den her i projektet udviklede effektfaktor for hvert enkelt PAH-forbindelse

Som det fremgår, har det afgørende betydning, om disse stoffer er til stede i spildevandet. Visse af PAH’erne er væsentligt mere økotoksiske end benz(a)pyren, hvis effektfaktor lå til grund for beregningen i Figur 7-4. At inkludere alle 5 PAH’er med hver deres effektfaktor og hver et indhold lig med detektionsgrænsen giver derfor naturligvis en væsentligt forøget bidrag til økotoksiciteten fra PAH’erne. Men det er samtidig en stærk overrepræsentationaf PAH’erne, idet alle enkelt-PAH’er i alle målinger i NOVANA programmet er fundet at være under detektionsgrænsen. Figur 7-4 vurderes derfor at være ebedre repræsentation af PAH’ernes betydning for det ’gennemsnitsanlæg’, der ligger til grund for dee anvendte NOVANA-data. På den anden side viser Figur 7-5 med al tydelighed, at en øget forekomst af stoffer i spildevandet i forhold til data fra NOVANA programmet, kan ændre forholdet mellem inducerede og undgåede miljøpåvirkninger afgørende.

n

ksicitet Sandfiltrering – vurderingens følsomhed for effektfaktorerne for økotoDet er velkendt, at vurderingen af toksicitet, herunder økotoksicitet, er behæftet med stor usikkerhed og følsom for begrænsninger i omfanget og kvaliteten af det bagvedliggende datagrundlag. Ofte kan kvantificeringen af økotoksicitet variere en faktor 10 eller mere, når datagrundlaget forbedres ved flere og bedre


tests. Også i den aktuelle miljøvurdering er der sådanne usikkerheder, og det vil betyde meget, da økotoksiciteten er signifikant i det samlede billede, som det fremgår af Figur 7-4.

Bemærk, at der som nævnt er komplementaritet mellem effektkategorierne, ’økotoksicitet ferskvand kronisk’ og ’økotoksicitet saltvand kronisk’: De udtrykker ikke hver sin påvirkning, som f.eks. drivhuseffekt og forsuring gør det, men er komplementære: enten udledes til saltvand eller også til ferskvand. Når saltvandsøkotoksiciteten fremstår som et større bidrag i det vægtede billede, kan det skyldes at saltvandorganismer er mere følsomme end ferskvandorganismer for de pågældende stoffer, men det kan også meget vel skyldes, at datagrundlaget for saltvandsorganismer er mindre end for organismerne samlet set, hvilket igen betyder større usikkerhedsfaktorer appliceret ved beregningen af effektfaktorerne.

er.

oksicitet

For at vurdere følsomheden for usikkerheden på effektfaktorerne er der for udvalgte stoffer udført en beregning af effektfaktorer efter to alternative fremgangsmåder efterfulgt af fornyet beregning af miljøpåvirkningerne. Tabel 7-6 viser de to alternative sæt af effektfaktor

Tabel 7-6. Alternative effektfaktorer til vurdering af følsomheden på usikkerheden i beregningen af bidrag til økot

Effektfaktorer (m3/g): Hovedresultat med alternativer Kommentar

Emissions til ferskvand (kronisk) Emission til saltvand (kronisk) Stofnavn EF(etwc)w EF-altern. 1 EF-altern. 2 EF(etswc)sw EF-altern. 1 EF-altern. 2 EF kron. EF-altern. 1 EF-altern. 2

Cadmium 5.300 2.900 EU-RA1

Bly 2.400 91 400 2.400 91 120 (~EU-QS)2 NE-QS (MPA)3 US-WQS4

Nikkel 560 560 NE-QS(MPA)3

Nonylfenol 1.500 1.500 500 15.000 1.500 500 EU-RA5 Ferskv.=Saltv. MST-QS-956

LAS (C10-C13) 0,74 0,74 8,0 7,4 0,74 80 HERA-PNEC7 Ferskv.=Saltv. AF-metode

DEHP 91 150 91 150 EU-RA8 (EU-SDS)9

Ethynyløstradiol (EE2) 17.000.000 17.000.000 34.000.000 170.000.000 17.000.000 340.000.000 (NOEC/10) Ferskv.=Saltv. LOEC/20

Østradiol (E2) 210.000 210.000 6.300.000 2.100.000 210.000 63.000.000 (NOEC/10) Ferskv.=Saltv. NOECekstr.*

Benz(a)pyren 20.000 20.000

Benz(b)fluoranthen 890.000 8.900.000

Benz(g,h,i)perylen 12.000 120.000

Benz(k)fluoranthen 190.000 1.900.000

Indeno(1,2,3-cd)pyren 370.000 3.700.000

1EU RA (2003); 2 Davis et al. (1976) ; 3 (RIVM (1999) ; 4 US EPA (2004) ; 5 EU RA (2002) ; 6 Samsøe-Petersen

(1995) ; 7 HERA LAS (2004) ; 8 EU RA (2001) ; 9 Confidential ; *VTG ekstremværdi: NOEC = 0.8 ng/L (OECD

2004)

I alternativ 1 er beregningen for PNEC værdien for mange af stofferne sat til samme værdi som for ferskvandsorganismer. For to af stofferne (bly og DEHP) er der dog henholdsvis anvendt det hollandske vandkvalitetskriterium og konfi-dentielle data fra EUs ”Substance Data Sheet” on DEHP (Draft 010304). I al-ternativ 2 er der for bly anvendt det amerikanske vandkvalitetskriterium, for nonylfenol et dansk foreslået vandkvalitetskriterium, for LAS den typiske an-


vendte ”applikationsfaktor” metode i UMIP, for EE2 en sjældnere brugt varia-tion af ”UMIP applikationsfaktor metoden”, og for E2 er estimeringen baseret på den lavest (ekstreme) observerede NOEC værdi. Alternativ 1 giver i de fle-ste tilfælde lavere effektfaktorer end de anvendte, mens alternativ 2 i de fleste tilfælde giver højere. Figur 7-6 viser konsekvensen af at anvende de alternative metoder til beregning af effelktfaktorerne.

Som det fremgår af figuren vil anvendelse af effektfaktorer beregnet efter metoden i alternativ 1 medføre, at de inducerede og undgåede miljøpåvirkninger er af samme størrelse også for den maximale rensning, somer det figuren viser. En beregning efter alternativ 2 vil derimod betyde, at de undgåede miljøpåvirkninger fremstår væsentligt større end de inducerede. I traditionel økotoksikologisk vurdering anvendes typisk en ”sikkerhedsfaktor” (applikationsfaktor) på de test-data, der findes som grundlag for vurderingen, og denne kan være større eller mindre efter omstændighederne (se bilag 4). Hvor man i den traditionelle økotoksicitetsvurdering (dvs. risikovurdering) anvender en konservativ sikkerhedsfaktor for at beskytte det miljø, der eksponeres for stoffet, er der i LCA behov for ikke at anvende større sikkerhedsfaktor/beskyttelsesfaktor, end den tilsvarende ’sikkerhed’, der er lagtil grund for miljøvurderingen af de øvrige effekttyper som drivhuseffekt, forsuring osv., idet formålet i LCA er at vægte disse effekter indbyrdefremgangsmåde, der er anvendt i basis-beregningen som grundlag for Figur 7-4, søger at respektere dette hensyn (dvs. beregne et ”best estimate”), og ovenstående alternativ 2 vurderes at være (for) konservativt med en overvægtning af øk

t

s. Den

otoksiciteten i forhold til de øvrige effekttyper til følge.



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Drivhuseffekt

Forsuring










Effekttype

u PEM * år

AnlægDrif tBortskaffelse


-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110



u P EM * år

TungmetallerOrganiske sto fferHormonstoffer

Undgået miljøpåvirkning - effektfaktorer alt. 1

-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110



u PEM * å r



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110



u PEM * å r


208

Figur 7-6: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpå-virkninger ved sandfiltrering – alternative effektfaktorer for beregning af økotoksicitet. Kun vist for maksimal rensegrad.


Sandfiltrering – vurderingens følsomhed for rensningens effekt på andre stoffer Spildevandet vides at indeholde mange andre stoffer end de 13 her udvalgte stoffer, og proportionen i dette forhold bør vurderes. Af rapportens Tabel 3-1 fremgår f.eks. yderligere 5 tungmetaller, nemlig kviksølv, krom, zink, kobber og arsen, som kunne tages ind i vurderingen. Faktuelt eksisterer der økotoksicitets-effektfaktorer for 4 af disse stoffer udarbejdet for nogle år side(sidst i 1990’erne), da UMIP metoden blev udarbejdet, nemlig for zink, kobberkviksølv og krom. Med udgangspunkt i spildevandsindholdet fra Tabel 3-1 og disse effektfaktorer beregnes, hvor stor den undgåede økotoksicitet er, når disse stoffer inkluderes. Sandfiltreringens renseeffekt over for stofferne er (groft) skønnet ud fra fjernelsen af andre tungmetaller i det kommunale renseanlæg samt i sandfiltreringen, idet der er anvendt samme relation mellem stoffjernelsen over det kæommunale anlæg og sandfiltreringen. Tabel 7-7 viser den antagede stoffjernelse. Til sammenligning er de antagede rensegrader for de i projektet inkluderede tungmetaller, cadmium, bly og nikkel, inklud

n ,

eret i tabellen.

ing for 4 hidtil ikke inkluderede tungmetaller i spildevandet (markeret med fed)

tof Rens d

Tabel 7-7. Antagede rensegrader ved sandfiltrer

S egra Min Max Zink 0,20 0,40Cu 0,20 0,25Hg 0,02 0,04Chrom 0,10 0,20Cd 0,05 0,10Pb 0,20 0,25Ni 0,02 0,04

isse 4 tungmetaller inkluderes med de forudsætninger, som her er beskrevet. Figur 7-7 nedenstående viser miljøvurderingen, når d



0 50 100 150 200 250

DrivhuseffektForsuring

NæringssaltbelastningFotokemisk ozondannelse

Økotoxicitet vand akutØkotoxicitet ferskvand kronisk

Økotoxicitet saltvand kroniskØkotoxicitet jord kronisk

Human toxicitet luftHuman toxicitet vandHuman toxicitet jord

Effekttype

u PEM * år


Undgået miljøpåvirkning - flere stoffer

0 50 100 150 200 250

Økotoxicitet ferskvandkronisk min

Økotoxicitet ferskvandkronisk max

u P E M * år


Figur 7-7: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved sandfiltrering – effekten af at inkludere flere stoffer i be-regningen eksemplificeret ved at inkludere yderligere 4 tungmetaller

Som det ses af figuren, medfører sandfiltreringen en meget stor reduktion af økotoksicitet fra disse stoffer sammenlignet med de i øvrigt inkluderede stoffer. En nærmere analyse viser, at reduktionen af zink-udledningen står for omkring 2/3 af denne ekstra økotoksicitetsreduktion, mens reduktionen af kobber-udledningen står for 1/3. Både kviksølv og chrom er insignifikante.

Usikkerheden på de anvendte effektfaktorer og de estimerede rensegrader for disse 4 tungmetaller er væsentligt større end for de tilsvarende data for de stof-fer, der er inkluderet i projektet. Derfor skal Figur 7-7 kun opfattes som en in-dikation af konsekvensen af at inkludere flere stoffer. Men indikationen er til gengæld klar. Vi ved, at der er mange andre stoffer i spildevandet, og at mange af disse også adsorberer til partikler i større eller mindre grad og derfor også fjernes i sandfiltreringen i en vis udstrækning. Figur 7-7 viser en indikation for 4 tungmetaller. Foruden disse resterer fortsat visse tungmetaller som ikke er medregnet (f.eks. arsen), og derudover findes mange organiske stoffer, som ik-ke er medregnet. Det er vanskeligt at kvantificere, hvor stor en del af økotoksi-citetsreduktionen de inkluderede stoffer (og de her medregnede 4 tungmetaller) udgør. Men da indikationen for disse 4 tungmetaller er så klar, som den er, og da de øvrige følsomhedsvurderinger alle peger på, at de undgåede miljøpåvirk-ninger for de 13 inkluderede stoffer alene er mindst lige så store som de induce-rede miljøpåvirkninger, så peger alt på, at sandfiltreringen giver væsentligt stør-


re undgåede miljøpåvirkninger end inducerede med den vægtning, der ligger til grund i LCA metoden.

Sandfiltrering – vurderingens følsomhed for slamhåndteringen Som omtalt indledningsvist ser denne miljøvurdering kun på scenarier med forbrænding af slammet, ikke på anvendelse af slammet i jordbruget. Denne afgrænsning er væsentlig. Hvis slammet bringes ud på jorden udløses den toksicitet igen, som netop var undgået ved rensningen. Jord er en anden recipient, så det vil være nødvendigt at foretage en detaljeret vurdering for at kunne kvantificere, hvor stor en del af den undgåede miljøpåvirkning, der udløses igen. Det kan være både en mindre og en større påvirkning, end den der undgås ved at fjerne stofferne fra udledning til vandmiljøet. UMIP/LCA er udviklet til at kunne håndtere en sådan vurdering, men den er ikke inkluderet i dette projekt.

d

es

dnet at være repræsentativ for

slamforbrænding på både internt og eksternt anlæg.

etaller fjernes slet ikke mens organiske stoffer typisk fjernes væsentligt bedre.

Resultaterne af beregningen med basisforudsætningerne er vist i Figur 7-8.

Det fremgår af modelleringen, at slammængden fra sandfiltrering er maksimalt0,2 g/m3 fra fjernelsen af de udvalgte stoffer. Energiindholdet af dette slam er maksimalt omkring 20 MJ/kg slamtørstof svarende til 0,004 MJ/m3 spildevanfiltreret. Da sandfilterets el-forbrug til filtreringen er omkring 0,02 kWh/m3 svarende til ca. 0,07 MJ/m3, ses alene el-forbruget at være ca. 20 gange større end slammets energiindhold. Derfor er det uvæsentligt, om slammet forbrændmed energigenvinding eller ej. Ydermere er miljøpåvirkningerne fra emissionerne fra slamforbrændingen insignifikante i den samlede vurdering, ogmiljøvurderingen vurderes derfor overor

Ozonering Ozonbehandling af spildevandet er vurderet efter de samme principper som ovenfor beskrevet for sandfiltrering. De afgørende forskelle til sandfiltreringen er et væsentligt større energiforbrug (0,13 kWh/m3 mod sandfiltreringens 0,02 kWh/m3) og en anden stoffjernelse over anlægget: tungm



0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Drivhuseffekt

Forsuring






Økotoxicitet jo rd kronisk




Effekttype

u PEM * år



0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110





u PEM * år

TungmetallerOrganiske stofferHormonsto ffer

Figur 7-8: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede versus undgåede mil-jøpåvirkninger ved ozonering

Som tilfældet også var for sandfiltrering, ses de inducerede miljøpåvirkninger at hidrøre altovervejende fra driften af anlægget (elforbruget). De undgåede miljøpåvirkninger stammer fra organiske stoffer, umiddelbart med nogenlunde lige vægt på hormonstoffer og andre miljøfarlige organiske stoffer. Men også i dette tilfælde stammer reduktionen i økotoksicitet for hormonstofferne altovervejende fra EE2, der er beregningen er repræsenteret af sin detektionsgrænse og ikke af et målt indhold. Dette bidrag til undgåede miljøpåvirkninger er derfor muligvis et artefact. Med det in mente ses det, at dinducerede påvirkninger kan være både større og mindre end den

e undgåede

økotoksicitet.

inger som for sandfiltreringen overvejes. De gennemgås i de følgende afsnit.

pel vist miljøvurderingen, hvis alle de fem i projektet inkluderede PAH’er var

Inden der drages konklusioner bør de samme følsomhedsvurder

Ozonering – vurderingens følsomhed for spildevandets indhold Som før nævnt skal forekomsten af stoffer i det konkrete spildevand vurderes i forhold til de antagelser, der her er gjort og som svarer til gennemsnitsdata fra NOVANA programmet. På samme måde som for sandfiltrering er som eksem-


til stede i spildevandet præcis på deres detektionsgrænse på 0,01 µg/l, se Figur 7-9.


0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

Drivhuseffekt

Forsuring










Effekttype

u PEM * å r



0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500





u PEM * år


547

Figur 7-9: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved ozonering – eksempel på betydningen af spildevandets indhold, idet alle 5 enkelt-PAH’er her er inkluderet med et indhold lig med de-tektionsgrænsen på 0,01 µg/l samt den her i projektet udviklede effektfaktor for hvert enkelt PAH-forbindelse

Det ses, at betydningen af tilstedeværelsen af disse PAH’er i spildevandet i koncentrationer svarende til deres detektionsgrænse er stor og endnu større for ozoneringen end for sandfiltreringen. Dette skyldes den større rensegrad for PAH’er i ozonering i forhold til sandfiltrering.

Ozonering – vurderingens følsomhed for effektfaktorerne Følsomheden for usikkerheder på effektfaktorerne er også vurderet efter samme model som gennemgået for sandfiltreringen. Figur 7-10 viser resultatet heraf.



0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Drivhuseffekt

Forsuring










Effekttype

u PEM * år



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110



u P EM * år



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110



u PEM * å r



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110



u PEM * å r


432

Figur 7-10: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved ozonering – alternative effektfaktorer for beregning af økotoksicitet. Kun vist for maximal rensegrad

Som det fremgår af figuren, er konklusionen følsom for metoden til beregning af effektfaktorerne. For ferskvandsorganismer ser den undgåede miljøpåvirk-ning ud til at være mindre end den inducerede uanset beregningsmetode (idet


bidraget fra hormonstoffer sandsynligvis er et artefact), mens den for salt-vandsorganismer både kan være større og mindre afhængigt af metoden. Hvis den større følsomhed for saltvandsorganismer tolkes som reel, er de undgåede påvirkninger af saltvandsorganismer større end de inducerede, mens de er min-dre, hvis saltvandstoksiciteten er på niveau med ferskvandstoksiciteten (alterna-tiv 1).

Ozonering – vurderingens følsomhed for rensningens effekt på andre stoffer

re

af dette projekt.

ldet for slutdisponering af slammet er ikke aktuelt for denne renseteknologi.

større overfladeareal af slammet, som stoffer kan adsorberes til, og en generelt bedre

Figur 7-11 viser forholdet mellem de inducerede og de undgåede iljøpåvirkninger under basisforudsætningerne.

Da tungmetaller er upåvirkede af ozoneringen, skal en yderligere renseeffekt på andre stoffer end de her analyserede findes i spildevandets indhold af andre organiske stoffer. Der er ingen tvivl om, at der findes mange andre organiskestoffer end de her inkluderede, der bidrager til økotoksicitet af spildevandet, og som fjernes i en ozonering. Men det kan være svært at kvantificere, hvor stort et sådant bidrag fra ikke inkluderede stoffer er. Af Figur 7-10 ses, at de inducerede miljøpåvirkninger er omkring 4 gange større end den undgåede økotokcisitet for ferskvandsorganismer. Reduktionen af økotoksicitet fra andstoffer skal med andre ord være 3 gange større end den fra de her inkluderede stoffer for at nå op på break-even for de inducerede og de undgåede miljøpåvirkninger ved udledninger til ferskvand. Det er sandsynligt, at dette er tilfældet, men det er ikke muligt at kvantificere nærmere inden for rammerne

Ozonering – vurderingens følsomhed for slamhåndteringen Ozoneringen producerer ikke slam, så forbeho

MBR At udbygge den biologiske rensning til MBR medfører et større energiforbrug end både sandfiltrering og ozonbehandling. MBR teknologien anvender dels energi til pumpearbejdet til membranfiltreringen dels ekstra energi til beluftningen med det sigte, at beluftningen skal renholde membranerne for at bekæmpe fouling af disse. Sidstnævnte del af energiforbruget er det største, og ialt forårsager MBR et ekstra energiforbrug omkring 0,3 – 0,5 kWh/m3 [Müller et al., 1994]. I beregningerne i dette projekt er regnet med 0,4 kWh/m3. Mekanismen for fjernelse af stoffer fra spildevandet er for MBR ikke så forskellig fra sandfiltrering, idet der primært fjernes stoffer, der adsorberer til partikler. Men dels er stofjernelsen en smule bedre i MBR dels øger MBR slamalderen i den biologiske rensning, hvilket kan medføre et

rensning.

m



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Drivhuseffekt

Forsuring










Effekttype

u PEM * år



-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110





u PEM * år


Figur 7-11: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede versus undgåe-de miljøpåvirkninger ved MBR

Som figuren viser, giver MBR anlæggets større energiforbrug sig udslag i, at de inducerede miljøpåvirkninger vægter tungere end den undgåede økotoksicitet fra de inkluderede stoffer, uanset om der er tale om ferskvands- eller saltvandsorganismer, og uanset om der anvendes et lavt eller højt skøn for rensegraden over anlægget. Også i dette tilfælde er bidraget fra hormonstoffer (EE2) sandsynligvis for størstedelen et artefact, da data er repræsenteret ved stoffets detektionsgrænse og ikke er målt indhold.


MBR – vurderingens følsomhed for spildevandets indhold Som for sandfiltrering og ozonering vurderes konsekvensen af tilstedeværelsen af alle de 5 PAH’er i koncentrationer lig deres detektionsgrænse. Som Figur 7-12 viser, er konsekvensen ikke helt den samme som for de øvrige renseteknikker. Den undgåede økotoksicitet vil veje tungere end de induceredepåvirkninger, hvis økotoksicitetsvurderingen for saltvandsorganismer lægges tgrund, men for ferskvandsorganismer vil de inducerede påvirkninger fortsat veje tu

il

ngest.


0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500

Drivhuseffekt

Forsuring










Effekttype

u PEM * år



0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500





u PEM * år


Figur 7-12: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved MBR – eksempel på betydningen af spildevandets ind-hold, idet alle 5 enkelt-PAH’er her er inkluderet med et indhold lig med detek-tionsgrænsen på 0,01 µg/l samt den her i projektet udviklede effektfaktor for hvert enkelt PAH-forbindelse

MBR – vurderingens følsomhed for effektfaktorerne Figur 7-13 viser følsomhedsvurderingen for usikkerhed på effektfaktorerne på samme måde som for de foregående renseteknologier.


Induceret miljøpåvirkningHuman toxicitet jord

Effekttype

Figur 7-13: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved MBR – alternative effektfaktorer for beregning af øko-toksicitet. Kun vist for maximal rensegrad

Som figuren viser, vil ændringen af metode til beregning af effektfaktorer ikke ændre på den foreløbige tolkning fra Figur 7-11, at de inducerede miljøpåvirk-

måde 2 for salt-ninger er større end de undgåede. For alternativ beregnings

0 50 1

Drivhuseffekt

00 150 200 250 300



u PEM * år

Anlæg


Forsuring






DriftBortskaffelse


0 50 100 150 200 250 300

Økotoxic itet ferskvand kronisk

Økotoxic itet saltvand kronisk

u P EM * år



0 50 100 150 200 250 300



u PEM * å r



250 300


0 50 100 150 200


u PEM * å r



vandsorganismer er de af samme størrelsesorden (når der ses bort fra bidraget

Figur 7-14: Vægtet miljøvurdering til afvejning af inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved MBR – effekten af at inkludere flere stoffer i beregningen eksemplificeret ved at inkludere yderligere 4 tungmetaller

Det fremgår, at inklusion af flere stoffer vil ændre forholdet mellem inducerede og undgåede miljøpåvirkninger afgørende, og at de undgåede miljøpåvirkninger efter al sandsynlighed er størst, når flere stoffer medregnes. For ferskvandsorganismer er forskellen er dog ikke stor, og med usikkerheden på de ældre data for de 4 tungmetaller må de inducerede og undgåede påvirkninger siges at være omtrent lige hvad angår vurderingen for ferskvandsorganismer.

MBR – vurderingens følsomhed for slamhåndteringen Samme forbehold for slamhåndtering, som tidligere nævnt.

fra EE2), men for alle de øvrige alternativer er de inducerede påvirkninger størst.

MBR – vurderingens følsomhed for rensningens effekt på andre stoffer Betydningen af at inkludere flere stoffer i vurderingen er analyseret på sammemåde som for sandfiltreringen ved at inkludere 4 af de tungmetaller, der fremgår data for i Tabel 3-1, og som der findes effektfaktorer for i UMIP metoden. Figur 7-14 viser resultatet af denne følsomhedsberegning. Der er antaget samme rensegrad over anlægget som for sandfiltrering, se Tabel 7-5.


Økotoxicitet saltvand kroniskØkotoxicitet jord kronisk

Human toxicitet luftHuman toxicitet vandHuman toxicitet jord

Effekttype



0 50 100 150 200 250 300

DrivhuseffektForsuring

NæringssaltbelastningFotokemisk ozondannelse


u PEM * år

Undgået miljøpåvirkning - flere stoffer

0 50 100 150 200 250 300

Økotoxicitet ferskvandkronisk min

Økotoxicitet ferskvandkronisk max

u PEM * å r



7.4 Fortolkning og konklusion Vurderingen og følsomhedsvurderingerne for de tre renseteknologiers fjernelse af 9 udvalgte stoffer/stofgrupper har vist, at de inducerede miljøpåvirkninger for sandfiltreringen er væsentligt mindre end de undgåede, mens de for ozonering og MBR er af samme størrelse eller muligvis større. Den mest afgørende følsomhedsvurdering har vist sig at være inklusionen af flere stoffer – i dette tilfælde 4 udvalgte tungmetaller. For sandfiltrering giver en inklusion af disse 4 tungmetaller en klar indikation af, at de undgåede miljøpåvirkninger er væsentligt større end de inducerede. For ozonering og MBR er denne

m

nsforskellig fra sandfiltrering er det nærliggende at pege på sandfiltrering, år mellem dette og MBR, idet lang slamalder (som på mange

danske renseanlæg) kombineret med sandfiltrering kan medføre stoffjernelse af a energiforbrug ved MBR.

ivet fald begrundes i andre hensyn som f.eks. sfremkaldende bakterier.

indikation mindre klar.

Sandfiltrering fremstår som den teknologi, der har den bedste trade-off melleinducerede og undgåede påvirkninger. Da fjernelsen af stoffer for MBR ikke er væsehvis valget st

samme størrelsesorden uden det store ekstr

Ozonering er vanskeligere at prioritere, fordi evalueringen af denne renseteknologi i givet fald vil afhænge af viden om yderligere organiske stoffer i spildevandet. Som billedet ser ud med den nuværende viden for de 13 stoffer inkluderet i denne miljøvurdering, peger meget på, at sandfiltrering er at foretrække frem for ozonering, hvis hensynet alene er miljøpåvirkning. En anden prioritering skal i ghygiejne/sygdom


8 Konklusion Formålet med nærværende projekt er at foretage en helhedsvurdering af udvalgte renseteknologier indenfor tekniske, økonomiske og miljømæssige aspekter.

Fælles for de udvalgte avancerede rensemetoder er rensegraderne for 12 t med baggrund i litteraturstudie. Stofferne

anmark med baggrund i hygiejniske parametre i

EU’sun d

• PA• Cadm• E• Bly• Ni• No• LA• 17α• • E.c• En• Co Der er desuden foretaget en teknisk screening af de mest velkendte avancerede rensemavancerkortlagtdesinfemembran bioreaktorer (MBR).

De lj -trering,den UMmanglevalgte organiske miljøfremmede stoffer. UV til desinfektion er ikke miljøvur-

8.1 Projektafgrænsning

udvalgte stoffer/stofgrupper bestemer udvalgt som relevante for kommunalt spildevand i D33 prioriterede stoffer i EU’s Vandrammedirektiv samt

s Badevandsdirektiv. De udvalgte stoffer/stofgrupper samt dhe sskadelige mikroorganismer er:

H’er ium

D HP

kkel nylphenol S -ethinyløstradiol

Det naturlige østrogen, 17ß-østradiol oli terokokker liforme bakterier

etoder. Efter screeningen har projektets følgegruppe udvalgt fem ede renseteknologier for hvilke de tekniske og økonomiske aspekter er . Dette gælder rensemetoderne sandfiltrering, ozonbehandling, UV til ktion af spildevand, kombination af UV med oxidationsmidler samt

mi ømæssige aspekter er beregnet og vurderet for rensemetoderne sandfil ozonbehandling og MBR ved anvendelse af livscyklusvurderingsmeto-IP. UV i kombination med oxidationsmidler måtte fravælges grundet

nde data for doseringsstyrker og tilhørende fjernelsesgrader af de ud-


deret, danvend

Der er taget udgangspunkt i foreliggende danske måleresultater – i stor t og andre specifikke undersøgelser

.

rensetrin, dvs. hvad der opnås udover de eksisterende renseanlæg udbygget i n danske Vandmiljøpl ektiv.

e er tilstræbt generaliseret til typisk old for større danske samme metodikker vil dog kunn endes konkret med data

or mere specifikke situationer.

ger om nævnt foretaget 3 typer af ringer:

8.2.1 Teknisk vurdering

ndling til behandling af spildevand i Danmark er ikke udbredt. Ozonanlæg fjerner primært sundhedsskadelige

r de arbejdsmiljømæssige aspekter desuden af betydning inden valg af denne avancerede rensemetode.

spildevandet.

tiske

rk - dog er metoden kendt internationalt. Metoden er pladsbesparende, hvil-ket kan være en vigtig parameter i forbindelse med sløjfning af mindre

a de sundhedsskadelige mikroorganismer ikke kan miljøvurderes ved else af UMIP LCA-metoden (eller andre LCA metoder).

udstrækning fra NOVANA programmeudført i Miljøstyrelsens regi – suppleret med data fra international litteraturVurderingerne har fokuseret på funktionen af de alternative videregående

henhold til de an og EU’s Byspildevandsdir

Vurderingern e forhrenseanlæg. De e anvfor de enkelte renseanlæg f

8.2 VurderinI projektet er der s vurde

Det konkluderes overordnet mht. de tekniske forhold:

• Sandfiltrering er en velkendt metode til fjernelse af suspenderet stof (inklusive tungmetaller) samt delvist sundhedsskadelige mikroorganismer.

• Ozonbeha

mikroorganismer, men fjerner også visse organiske stoffer. Grundet ozons stærkt korrosive og giftige egenskaber e

• UV behandling til desinfektion af spildevand bliver mere og mere udbredt pga. skærpede krav til badevand. UV behandling kræver i en vis udstrækning forbehandling f.eks. i form af filtrering, da suspenderet stof, alger mv. nedsætter transmissionen af UV bestrålingen i

• UV i kombination med oxidationsmidler er der p.t. ingen prakerfaringer med i Danmark til rensning af kommunalt spildevand. Metoden vurderes dog at være interessant for fjernelse af specifikke tungtomsættelige organiske stoffer. Praktiske og andre tekniske erfaringer afventes fra APOP-projektet.

• MBR er en relativt ny metode til rensning af spildevand i Danma

renseanlæg og dermed udvidelse af de eksisterende store renseanlæg i


Danmark. MBR fjerner organisk stof, sundhedsskadelige mikroorga-nismer, næringssalte, suspenderet stof og tungmetaller.

8.2.2 Økonomisk vurdering Et o r nlægsomkostninger ekskl. moms) for de fem avancerede renseteknologier er opgjort til følgende7:


ve slag over de samlede omkostninger (drift- og a

Sandfi trl ering 0,35

Ozonbehandling 0,20


UV i kombination med oxidationsmidler- Ozon efterfulgt af UV - UV og ozon - UV og brintoverilte

0,12 0,30 0,51

MBR 0,65

Som det ses af tabellen, er UV behandling til desinfektion af spildevand samt UV og ozon samt UV i kombination med oxidationsmidler de mest fordelagtigløsninger - UV behandling alene kan dog kun anvendes, hvis der kun stilleskrav til redukti

e

on af sundhedsskadelige mikroorganismer. UV i kombination

t

med oxidationsmidler fjerner også visse miljøfremmede organiske stoffer, dog mangler der på nuværende tidspunkt viden og data mht. rensegrader og nødvendig dosering.

Sandfiltrering den mest fordelagtige løsning, hvis der tillige ønskes suspenderestof (inklusive tungmetaller) fjernet fra spildevandet.

8.2.3 Miljøvurdering I forbindelse med dette projekt er der udviklet en metode til miljøvurdering af hormonforstyrrende stoffer, som tager udgangspunkt i organismers kønsratio. Derudover er der beregnet økotoksicitet for såvel ferskvand som saltvand for de udvalgte miljøfremmede stoffer baseret på de nyeste EU risikovurderingsprincipper.

Vurderingen for de tre renseteknologiers fjernelse af 9 udvalgte stoffer/stofgrupper har vist, at de inducerede miljøpåvirkninger for sandfiltreringen for disse 9 stoffer/stofgrupper er væsentligt mindre end de undgåede, mens de for ozonering og MBR er af samme størrelse eller muligvis større. Af de tre studerede teknologier til videregående rensning fremstår sandfiltrering således som den miljømæssigt mest favorable, og dette skyldes primært, at energiforbruget til sandfiltrering er væsentligt mindre end til ozonering og MBR. 7 Ved rensning af 50.000 m3 spildevand pr. dag, levetid på 20 år samt rente på 5 %.


Vurderingen er suppleret med en række følsomhedsvurderinger, hvor ændringeri de væsentlige forudsætninger er pr

øvet af. Det gælder:

f økotoksicitet

r er væsentligt større end de inducerede. For ozonering og MBR er denne indikation mindre klar.

er

nering ikke

kning således blive væsentligt større, mens den inducerede påvirkning vil være

n er følsom for den anvendte metode til kvantificering af økotoksiciteten, men uanset denne følsomhed kan fortsat konkluderes, at

enseteknologier fortsat er mere uklar.

ørre potentiel miljøbelastning for

dersøgte stoffer er mere følsomme, men også at datagrundlaget er mindre. Sidstnævnte fører til anvendelse af høj s

Et geneflere afgrænsen i de rensede spildevand allerede før det videregående rensetrin. Dette

• Variationer i spildevandets indhold

• Variationer i renseteknologiernes renseeffekt

• Ændringer i metoden til beregning a

• Inklusion af flere stoffer end de 9 udvalgte stoffer/stofgrupper

Den mest afgørende følsomhedsvurdering har vist sig at være inklusionen af flere stoffer end de 9 udvalgte – i følsomhedsvurderingen på dette punkt er inkluderet yderligere 4 udvalgte tungmetaller. For sandfiltrering giver en inklusion af disse 4 tungmetaller en klar indikation af, at de undgåede miljøpåvirkninge

Miljøvurderingen er gennemført for estimerede minimale og maximale renseeffekter for de vurderede renseteknologier, og konklusionen er ikke følsom for disse variationer. Det afgørende er, at sandfiltrering og MBR fjernstoffer i nogenlunde samme grad (MBR dog noget bedre end sandfiltrering), men som nævnt med meget stor forskel i energiforbrug, og at ozofjerner tungmetaller.

I miljøvurderingen er anvendt gennemsnitsdata fra NOVANA programmet for indholdet af stoffer i spildevandet efter konventionel rensning. Følsomhedsvurderinger har vist, at variationer i dette indhold kan betyde meget for konklusionen, idet tilstedeværelse af enkelte stoffer i højere koncentrationerend gennesnittet vil kunne ændre billedet væsentligt. For anlæg med større indhold af visse stoffer end gennemsnitligt, kan den undgåede miljøpåvir

uændret.

Miljøvurderinge

sandfiltrering afføder større undgåede miljøpåvirkninger end den selv inducerer, mens konklusionen for de to øvrige r

Generelt fører miljøvurderingerne til studledning til saltvand end til ferskvand. Dette skyldes dels, at saltvandsorganismerne for mange af de un

ere ikkerhedsfaktorer.

relt problem for kvantificering af de undgåede miljøpåvirkninger er, at de udvalgte stoffer (f.eks. PAH) typisk forekommer under detektions-


er beskforekom og med indregning svarende til detektionsgrænsen. De herved fo-rekommende variationsintervaller for den undgåede miljøpåvirkning kan spæn-de o r -der med

Mil u f økotoksiciteten, men uanset dette er konklusionen er fortsat robust over for met estørre u en for de t logier fortsat er uklar.

San lbedste tstoffer at pege t lang slamalder (som på mange danske renseanlæg) kombineret med sandfiltrering kan medføre stoffjernelse af samme størrelsesorden uden det store ekstra

ring, hvis hensynet alene er miljøpåvirkning. En

nger, der undgås

da miljøvurderingen ikke

ination med oxidationsmidler er ikke

• Viden om andre avancerede renseteknologier som f.eks. UV i kombina-tion med oxidationsmidler (økonomi, rensegrader, praktiske erfaringer

revet ved følsomhedsberegninger henholdsvis uden indregning af disse ster

ve en faktor 10. En reduktion af denne usikkerhed vil fordre analysemeto lavere detektionsgrænser.

jøv rderingen er følsom for den anvendte metode til kvantificering a

od n; også med de afprøvede alternative metoder afføder sandfiltrering ndgåede miljøpåvirkninger end den selv inducerer, mens konklusiono øvrige rensetekno

dfi trering fremstår således overordnet som den teknologi, der har den rade-off mellem inducerede og undgåede påvirkninger. Da fjernelsen af for MBR ikke er væsensforskellig fra sandfiltrering er det nærliggende på sandfiltrering, hvis valget står mellem dette og MBR, ide

energiforbrug ved MBR.

Ozonering er vanskeligere at prioritere, fordi evalueringen af denne renseteknologi i givet fald vil afhænge af viden om yderligere organiske stofferi spildevandet. Som billedet ser ud med den nuværende viden for de 13 stoffer inkluderet i denne miljøvurdering, peger meget på, at sandfiltrering er at foretrække frem for ozoneanden prioritering skal i givet fald begrundes i andre hensyn som f.eks. hygiejne/sygdomsfremkaldende bakterier.

Miljøvurderingen gælder kun renseanlæg, for hvilke slammet bliver forbrændt.Hvis slammet bringes ud på landbrugsjord, vil de fjernede stoffers toksicitet udløses som toksicitet i jord, og samlet vil de miljøpåvirknived rensningen, derfor mindskes. Den nyttiggjorte næringssaltværdi i slammet vurderes ikke at modveje dette, men en nærmere vurdering heraf er nødvendig for at kunne konkludere på anlæg med jordbrugsanvendelse af slammet.

Hvis der udelukkende ønskes fjernet sundhedsskadelige mikroorganismer, skalde avancerede rensemetoder vurderes på anden vis, omfatter dette.

De tre metoder med UV i kombmiljøvurderet, da der mangler data om rensegrader mv.

8.3 Manglende viden Gennem projektet er der udpeget områder, hvor den nuværende viden er utilstrækkelig og derfor ønskeligt forbedret:


mv.). Der er behov for praktiske erfaringer samt datasæt med konstate-ret fjernelse i forlængelse af den nuværende spildevandsrensning og samhørende ressourceforbrug til energi og evt. dosering af hjælpestof-fer.

• Variationerne i de avancerede rensemetoders renseeffektivitet

ganismer.

ncereret rensning. Hermed opnås en lavere detektionsgrænse, hvilket medfører en bedre sikkerhed på bestemmelse af stofindholdet.

ologi. Når kravene er fastlagt, er det muligt at udpege de stofgrupper, der skal fokuseres på. Hermed indsnævres også antallet af avancerede rensemetoder, der kan fjerne de(n) pågældende stofgruppe(r).

Der er etableret og demonstreret anvendelse af en metodik, som udover økonomiske vurderinger, muliggør en kvantificering af de inducerede og undgåede miljøpåvirkninger ved eventuel videregående rensning af kommunalt spildevand. Herved kan disse rensemetoders bæredygtighed tages med i betragtning ved vurdering af behov for udbygning af renseanlæggene.

Dette projekt har tilstræbt at beskrive situationer, som anses typiske for større danske kommunale renseanlæg, på baggrund af foreliggende viden. Det anbefales at lokale forhold omkring forekomst, muligheder for indretning af videregående rensning og tilhørende miljøprofil for et givet renseanlæg tages i betragtning inden valg af avanceret teknologi.

Med baggrund i de valgte forudsætninger og afgrænsninger for dette projekt kan der konkluderes følgende:

Hvis det udelukkende er sundhedsskadelige mikroorganismer, der skal fjernes, er UV eller ozon de mest økonomisk fordelagtige løsninger. Dog skal de ar-bejdsmiljømæssige aspekter også vurderes inden valg heraf. Desuden skal det understreges, at man ved valg af UV og ozonbehandling ikke får gavn af de positive sideeffekter, som de øvrige avancerede renseteknologier medfører (me-

• Miljøvurdering af flere miljøfremmede stoffer - herunder hormonforstyrrende stoffer, medicinrester, tungmetaller, organiske stoffer mv.

• Viden om de estimerede PNEC værdier bag effektfaktorerne for økotoksicitet. Især er det behov for at forbedre datagrundlaget for saltvandsor

• Målemetoden til bestemmelse af målte koncentrationer af PAH og hormonforstyrrende stoffer i spildevand bør forbedres- før og efter ava

8.4 Sammenfatning Vandkvalitetskravenes udstrækning og niveau som følge af Vandrammedirektivet vil spille en stor rolle i valget af avanceret rensetekn


re stabil drift, fjernelse af andre stoffer som f.eks. tungmetaller, bedre arbejds-miljø mv.).

UV i kombination med oxidationsmidler er interessant i forbindelse med fjernelse af specifikke miljøfremmede organiske forbindelser. Dog skal metoderne undersøges nærmere, idet der mangler praktiske erfaringer, data om rensegrader mv.

Sandfiltrering er den mest velkendte renseteknologi i Danmark. Metoden har t er den løsning der

al-effekt, dvs. hvor forskellen mellem

g miljømæssige aspekter, der

mmede stoffer i miljøvurderingerne vil for

omkring forekomst,

mest fordelagtige

fordelagtige tekniske og økonomiske forhold - sammiljømæssigt opnår den bedste margininduceret og undgået miljøpåvirkning er størst. .

Membranbioreaktorer (MBR) er ikke udbredt i Danmark mht. rensning af spildevand. Derudover har MBR økonomiske osamlet set bevirker, at MBR fremstår som den dårligste løsning af de udvalgtefem renseteknologier.

En evt. inddragelse af flere miljøfreden samme inducerede miljøpåvirkning bidrage til en større undgået miljøpåvirkning.

Der er fortsat behov for forbedring af videngrundlagerfaringer med drift af de videregående rensemetoder og opnåede effekter samt til miljøpåvirkningerne fra en lang række øvrige stoffer, hvilket gælder både i Danmark og internationalt. Projektet er dog et kvalificeret bud på et værktøj, som kan anvendes til indledende screening af de(n) renseteknologi.


9 Referencer of

21-4026.

og Abu-Elsha'r, W. (1998). Risk assessment for chlorinated

.

06). Personlig kommunikation i forbindelse med projektarbejde

) pp. 167-182.

ne rs. Enviro, Melbourne.

Andersen, H.R., Siegrist, H., Halling-Sørensen, B., Ternes, T.A. (2003). Fate Estrogens in a Municipal Sewage Treatment Plant. Environmental Science & Technology, Vol. 37, No. 18, pp. 40

Asano, T., Maeda, M. og Takaki, M. (1996). Wastewater reclamation and reuse in Japan: overview and implementation examples. Water Science and Technology. 34 (11), pp. 219-226.

Awad, A. R. organics in drinking water. Colloque Franco - Libanais, Sur, L'eau et la Santé, 15-17 Octobre, 1998. Beyrouth, Liban.

Bahr, C., Ernst, M., Reemtsma, T., Heinmann, B., Luck, F. og Jekel, M. (2005)Pilot scale ozonation of treated municipal effluent for removal of pharmaceutical compounds and pathogens - The Berlin Study.

Balcioglu, I. og Ötker, M. (2003). Treatment of pharmaceutical wastewater containing antibiotics by O3 and O3/H2O2 processes. Chemosphere 50, pp. 85-95.

Behnke, K (20om etablering af miljøvaredeklarationer for dansk elektricitet.

Bonomo, L., Nurizzo, C. and Rolle, E. (1999) Advanced wastewater treatment and reuse: Related problems and perspectives in Italy. Wat. Sci. Tech. Vol. 40, No. 4-5, pp. 21-28.

Brenner, A., Shandalov, S., Messalem, R., Yakirevich, A., Oron, G. og Rebhun,M. (2000). Wastewater reclamation for agricultural reuse in Israel: trends and experimental results. Water, Air ans Soil Pollution, 123 (1

Busch, K. (2002). Endokrin wirksame Stoffe in kommunalen Kläranlagen und Bilanzierung der Eliminationsleistung. Dissertation. TU Berlin. Berichte zur Siedlungswasserwirtschaft Nr. 21.

Busch, K., Hegemann, W., Spengler, P. og Metzger, J. (2002). Influence of Different Proces Techniques in Sewage Plants to Eliminate Selected EndocriDisrupto


Capogrosso, L., Zinno, G. og Gasser.Coze, H. (2001). Optimized steel production with oxygen for blast furnaces at ILVA. Taranto Works. Italy.

Christiansen, L. B., Winther-Nielsen, M. og Helweg, C. (2002). Feminiof fish. The fate of estrogenic compounds and their fate in sewagplants and nature. Miljøstyrelsen. No. 729, 1-184.

sation e treatment

.

d NC oncentrations into account. Report no. 601501

001, October 1997. In Environmental Risk Limits in The Netherlands. Part I-

gt spildevand. Dansk Kemi

Davies P.H., Goettl J.P., Sinley Jr J.R., Smith N.F. (1976): Acute and chronic t water.

ludge systems and membrane bioreactors. Water Science & Technology. Vol. 50. No.

g uk regulations. Final Report to the port No: DEFRA

rrison R., 1Holmes D., Zabel T., Johnson I., Sorokin N., Adeboya T., Crane M., 4Matthiessen

ce No: WS 128/9/104. 1 WRc-NSF Ltd, 2 WRc PLC, 3 Crane Consultants Ltd, 4 CEH Windermere:

http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/priority-list/pdf/appendixa-

-

m.pdf

Clara, M., Strenn, B., Ausserleitner, M. og Kreuzinger, N. (2004). Comparisonof the behaviour of selected micropollutants in a membrane bioreactor and a conventional wastewater treatment plant. Water Science & Technology. Vol50. No. 5, pp. 29-36.

CRC (1981). Handbook of Chemistry and Physics. Ed. Weast RC, Astle MJ. CRC. Florida, USA. (60 ed., 1981)

Crommenmentuijn T., Polder M.D., van de Plassche E.J. (1997). MPC anfor metals, taking background c

III. Könemann H (ed.). Report No. 601640 001, 1999. RIVM, Bilthoven, The Netherlands

Dahl, F. (1999). Kemisk fældning af tungmetalholdi6/7.

toxicity of lead to rainbow trout Salmo gairdneri, in hard and sofWaterResearch 10, 199-206

De Wever, H.m Van Roy, S., Müller, J. og Knepper. T. (2004). Comparison of linear alkylbenzene sulfonates removal in conventional activated s

5, pp. 219-225.

DEFRA (2003). Derivation of aquatic quality standards for priority list substances not covered by existinDepartment for Environment, Food and Rural Affairs. Re6245/2, July 2003. Authors: 1Cole, S., 1Whitehouse P., 1Ha

2 1 1 1 3

P. and 2Dubourg R. Contract Manager: Stephanie Cole. Contract No: 13330-0. DEFRA Referen

http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/priority-list/pdf/mainreport.pdf Appendices A-D:

d.pdf Appendices E-H: http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/priority-list/pdf/appendixeh.pdf Appendices I-M: http://www.defra.gov.uk/environment/water/wfd/priority-list/pdf/appendixi-


DHI (2002). Ready Biodegradability - Closed Bottle Test with Estradiol. DHI. Report No.: 51637. Date: 2002.07.12/TTA. Report to: Novo Nordisk A/S

. Environmental Risk Assessment. Chapter 3 (Part II) in: Technical Guidance Document on Risk Assessment in support of Commission Directive

pean Parliament and the Council concerning the placing of biocidal products on the market. Institute for Health and Consumer

nt assessment. Technical Report No. 94. ECETOC, Brussels. Belgium.

n Agency Office of Pollution Prevention and Toxics (OPPTS) 1200 Pennsylvania Avenue, NW Mail Code 7401M Washington, DC

DMU (2002). Udkast til programbeskrivelse for NOVANA. Findes på: http://www.dmu.dk/NR/rdonlyres/341F4625-45F0-4F51-8D74-82A97DE7DB35/0/4_punktkilder_rev1.pdf, 2002

EC (2003)

93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances, Commission Regulation (EC) No. 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances and Directive 98/8/EC of the Euro

Protection. European Commission. ECB, JRC, Ispra, Italy.

ECETOC. (2004). Whole efflue

ECOSAR (2001). ECOSAR v0.99g. Part of: EPIwin suite: United States Environmental Protectio

20460 Telephone: (202) 564-3810 Web (EPIwin): http://www.epa.gov/opptintr/exposure/docs/epiwin.htm WEB (OPPTS): http://www.epa.gov/opptintr/contact.htm

ECOTOX (2006). ECOTOXicology Database system. US EPA. http://www.epa.gov/ecotox/

Ekvall, T. og Weidema, B.P. (2004) System boundaries and input data in

enue, NW. Mail Code 7401M Washington, DC 20460 Telephone: (202) 564-3810 Web (EPIwin):

consequential life cycle inventory analysis. Int. J. LCA 9, s. 161-171.

EPIwin suite (2000). EPIWin suite v3.12. United States Environmental Protection Agency Office of Pollution Prevention and Toxics (OPPTS) 1200 Pennsylvania Av

http://www.epa.gov/opptintr/exposure/docs/epiwin.htm WEB (OPPTS): http://www.epa.gov/opptintr/contact.htm

EU RA (2003): Cadmium metal. CAS No.: 7440-43-9. Final Draft July 2003: http://ecb.jrc.it/

EU RA (2002): 4-Nonylphenol (branched) and nonylphenol (84852-15-3 and 25154-52-3) Final report April 2002: http://ecb.jrc.it/

EU RA (2001).Risk Assessment. Bis (2-ethylhexyl)phthalate. CAS No.: 117-81-7. Consolidated Final Report: September 2001. R042_0109_env_hh_0-3 : http://ecb.jrc.it/DOCUMENTS/Existing-

ed.pdf Chemicals/RISK_ASSESSMENT/DRAFT/R042_0310_env_hh_combin

http://www.pre.nl/


European Chemical Bureau (2000): IUClic data on high volume chemicals. ISBN 92-828-8641-

LID CD-ROM Year 2000 edition. Pub-7

en Nr. 6, 2004. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen. http://miljoestyrelsen.dk/udgiv/publikationer/2004/87-7614-222-1/pdf/87-7614-

Frees N., Schmidt A., Grinderslev M., Dall O. (2004). Opdatering, fejlretningog oversættelse af UMIP-databasen – 2-opdatering. Arbejdsrapport fra Miljøstyrels

224-8.pdf

Furuta, T., Tanaka, H., Nishiki, Y., Pupunat, L., Haenni, W. and Rychen, P.

r 2004.

and Technology, 43 (10), 259-266.

r 99. A damage t. Methodology Report. Third

edition. Pré Consultants, Amersfoort, The Netherlands. http://www.pre.nl

(2004). Legionella inactivation with diamond electrodes. Diamond and Related Materials 13, pp. 2016-2019.

Fyns Amt. (2005). Indikator og fokusrapport. NOVANA. Punktkilde

GaBi. (2003). LCA database.

Gibson, H. E., og Apostolidis, N. (2001). Demonstration, the solution to successful community acceptance of water recycling. Water Science

Goedkoop M., Spriensma R., a (2001). The Eco-indicatooriented method for Life Cycle Impact Assessmen

Goedkoop M., Spriensma R., b. (2001). The Eco-indicator 99. A damage oriented method for Life Cycle Impact Assessment. Methodology Annex. Third

rrasco, V., Mondaca, M. A., Masilla, H. (2003) Combined Physical-Chemical and Biological Treatment of Poorly

.

Graaf, J. H. J. M., van der, Kramer, J. F., Plium, J., Koning, J. de og Weijs, M.

.

s

Gross-Sorokin M.Y., Roast S.D., Brighty J.C. (2005): The Environment Agency's assessment of feminisation of male fish in English rivers. Environ-

edition. Pré Consultants, Amersfoort, The Netherlands. http://www.pre.nl

Gonzáles, P., Zaror, C., Ca

Biodegradable Industrial Effluents. Journal of Environmental Science and Health. Part A-Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering. Vol. A38. No. 10, pp. 2201-2208.

Graaf, J. H. J. M. van der, Koning, J. de, Ravazzini, A. og Miska, V. (2004) Treatment matrix for reuse of upgraded wastewater. Proceeding Marrakesh

(1999). Experiments on menbrane filtration of effluents at wastewater treatment plants in the Netherlands. Water Science and Technology, 39 (5), pp129-136.

Graaf, J. H. J. M., van der og Niewenhuijzen, A. F., vand (1998). Experimenton high rate effluent filtration in the Netherlands. Water Science and Technology, 38 (3), pp. 127-134.


mental Health Perspectives. UK EPA.: http://ehp.niehs.nih.gov/members/2005/8068/8068.pdf

Haarhoff, J. and Merwe, B. van der. (1996). Twenty-five years of wastewater

an & Hall, London, Great Britain.

Volume 2: Scientific background, pp. 203-314. Chapman & Hall, London, Great Britain.

Assessment. Linear Alkylbenzene Sulphonate (LAS). Version 2.0. May, 2004:

OWI og DTU Miljø og Ressourcer, a. (2004a) Steroidøstrogeners omsætning på to danske aktiv slam renseanlæg.

knisk Tidsskrift nr. 3, pp. 8-10.

(2005). Detection of endocrine disrupters: Evaluation of a Fish Sexual Development Test (FSDT). Final draft - to be submitted

., Michalenko E.M. (1991): Handbook of environmental degradation rates. Lewis Publishers.

edicin ta

Network (TOXNET). http://toxnet.nlm.nih.gov/

ater Effluents: A Pilot Study. Environ. Sci. Technol. Vol. 39, pp. 4290-4299.

reclamation in Windhoek, Namibie. Water Science and Technology, 33 (10), pp. 25-35.

Hartinger, L. (1994). Handbook of Effluent Treatment and Recycling for the Metal Finishing Industry. Carl Hanser Verlag, München.

Hauschild, M., Wenzel, H., Damborg, A., Tørsløv, J., a. (1998). Ecotoxicity as a criterion in the environmental assessment of products. In: Hauschild M., Wenzel, H. (eds) Environmental Assessment of Products: Volume 2: Scientific background, pp. 203-314. Chapm

Hauschild, M., Wenzel, H., Damborg, A., Tørsløv, J., b. (1998). Ecotoxicity as a criterion in the environmental assessment of products. In: Hauschild M, Wenzel H (eds) Environmental Assessment of Products:

HERA LAS (2004). Human and Environmental Risk

http://www.heraproject.com/RiskAssessment.cfm

Hilbert Nygaard, P., Århus Kommune, C

Hilbert Nygaard, P., Blicher, T. E. D., Nickelsen, C. (2004b). Fjerner danske renseanlæg hormonforstyrrende stoffer i spildevandet? Spildevandste

Holbech, H., Kinnberg K., Petersen G.I., Jackson P., Hylland K., Norrgren L., Bjerregaard P.

Howard, P.H., Boethling, R.S., Jarvis, W.F., Meylan W.M

Michigan, USA. ISBN: 0-87371-358-3

HSDB (2006). HSDB on TOXNET, United States National Library of M(NLM). Office of Communications and Public Liaison. Toxicology Da

Huber, M.M., Göbel, A., Joss, A., Hermann, N., Löffler, D., Mcardell, C.S., Ried, A., Siegrist, H., Ternes, T.A. og von Gunten, U. (2005). Oxidation of Pharmaceuticals during Ozonation of Municipal Wastew


Huber, M. M., Ternes, T. A. og von Gunten, U. (2004). Removal of Estrogenic Activity and Formation of Oxidation Products during Ozonation of 17-alfa-Ethinylestradiol. Environ. Sci. Technol., 38, pp. 5177-5196.

regts, M., Thissen, U., Guinée, J.B., Jager, T., Kalf, D.,Van de Meent, D., Ragas, A.M.J., Wegener Sleeswijk, A., Reijnders, L. (2000). Priority

Hwang, Y., Matsuo, T., Hanaki, K. og Suzuki, N. (2002). Removal of odorous

Fish. Master’s Thesis. University of Copenhagen. Supervised by Gitte I Petersen,

. øde den 23. oktober 2002.

Kalf D.F., Crommentuijn G.H., Posthumus R., van de Plassche E.J. (1995).

Kjølholt, J., Stuer-Lauridsen, F. og Blicher, T. E. D. (2004). Degradation of

Kjølholt, J., Nielsen, P. og Stuer-Lauridsen, F. (2003). Hormonforstyrrende

Knepper, T. P., Barcelo, D., Lindner, K., Seel, P., Reemtsma, T., Ventura, F.,

Körner, W., Spengler, P., Bolz, U., Shuller, W., Hanf, V. og Metzger, J. W.

any. 2. biological analysis. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 20, N. 10, pp. 2142-2151.

Huijb

assessment of toxic substances in life cycle assessment. Part I: Calculation of toxicity potentials for 181 substances with the nested multi-media fate, exposure and effects model USES-LCA. Chemosphere, 41 (2000), 541-573.

compounds in wastewater by using activated carbon, ozonation and aerated biofilter. Department of Urban Engineering, University of Tokyo 7-3-I Hongo,Bunkyo-ku. Tokyo 113, Japan.

Jackson, P. (2005). Effects of Endocrine Disrupting Chemicals in

DHI and Poul Bjerregaard, University of Southern Denmark.

Johansen, N. H. (2002). Anvendelse af ozon og UV behandling på renseanlægFremlæggelse på IDA-m

Jolliet, O., Margni, M., Charles, R., Humbert, S., Payet, J., Rebitzer, G., Rosenbaum, R. (2003). Impact 2002+: A New Life Cycle Impact Assessment Methodology. Int J LCA 8 (6) 324-330.

Integrated environmental quality objectives for polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs). Report No. 679101018. RIVM. Bilthoven, The Netherlands

Estrogens in sewage treatment processes. 899. Danish Environmental Protection Agency.

stoffer og lægemidler i spildevand. Miljøprojekt nr. 799.

De Wever, H., van der Voel, E., Gehringer, P. (2004). Removal of persistant polar pollutants through improved treatment of wastewater effluents (P-THREE). Water Science & Technology. Vol. 50. No. 5, pp. 195-202.

(2001). Substances with estrogenic activity in effluents of sewage treatment plants in southwestern Germ


Kraume, M., Bracklow, U., Vocks, M. og Drews, A. (2005). Nutrients remoin MBRs for municipal wastewater treatmen

val t. Water Science & Technology.

Vol. 51. No. 6-7, pp. 391-402.

udvikling 1989-2004. NOVANA. Punktkilder.

ultraviolet disinfection. Water Science ad Technology, Vol. 38, No. 10, pp. 99-

Larsen, H.F. (2004). Assessment of chemical emissions in life cycle impact

04. Department of Manufacturing, Engineering and Management. Technical University of Denmark.

Lazarova, V. Cirelli, G., Jeffrey. P., Salgot, M. Icekson, N. and Brissaud, F.

Water Science and Technology, 42 (1), pp. 193-202.

, Beck, V. og Fuerhacker, M. (2004) Behaviour of bisphenol A (BPA), 4-nonylphenol (4-NP) and 4-nonylphenol ethoxylates (4-NP1EO, 4.NP2EO) in

submerged membrane bioreactor and conventional activated sludge system.

Lyons B.P., Pascoe C.K., McFadzen IRB (2002). Photoxicity of pyrene and

Mackay, D., Ma, K.-C., Shiu, W.Y. (2000): Physical-Chemical Properties and

Simonsen, F. (2001). Environmental and Health Assessment of Substances in

Metcalf & Eddy. (2003). Wastewater Engineering. Treatment and Reuse. Forth Edition. ISBN: 007041878

Københavns Amt. (2004) Status og

Københavns Kommune. (2004) Vandmiløovervågning, NOVA 2003, Punktkilder.

Lainé, S., Poujol, T., Dufay, S., Baron, J. and Robert, T. (1998). Treatment of storm water to bathing water quality by dissolved air flotation, filtration and

105. Elsevier Science Limited.

assessment - focus on low substance data availability and ecotoxicity effect indicators. Ph.D. Thesis, October 20

http://www.tempo.ipl.dtu.dk/ipl/upload/publ/PhD-thesis-rev.pdf

(2000). Enhancement of integrated water management and water reuse in Europe and the Middle East.

Lenz, K.

oxidative water treatment processes. Water Science & Technology. Vol. 50. No. 5 pp. 141-147.

Li, H., Yang, M., Zhang, Y., Liu, X., Gao, M. og Kamagata, Y. (2005). Comparison of nitrification performance and microbial community between

Water Science & Technology. Vol. 5. No. 6-7, pp. 193-200.

benzo(a)pyrene to embryo-larval stages of pacific oyster Crassostrea gigas. Marine Environmental Research 54, 627-631

Environmental Fate Handbook . CRC press. ISBN: 0849321921

Madsen, T., Boyd, H.B., Nylén, D., Pedersen, A,R., Pedersen, G.I. and

Household. Detergents and Cosmetic Detergents Products. Environmental Project No. 615, 2001. DEPA


Mielcke, J. Ried, A. og Kampmann, M. (2004). Ozone and UV- Tools for "multibarrier concepts" in wastewater treatment.

MILJØ KEMI og COWI. (1991-1994). Undersøgelser foretaget af MILJØ-KEMI og COWI i Brønderslev og Korsør.

Miljøstyrelsen. (2006a). Renseanlægsdata fundet på Miljøstyrelsens hjemmeside: www.mst.dk den 27.2.2006.

Miljøstyrelsen (2006b). Teknisk og økonomisk vurdering af betydningen for Danmark af kommende datterdirektive for prioriterede stoffer under Vandrammedirektivet. Miljøprojekt nr. xxxx (igangværende

iljøet; fagdatacenterrapport. Orientering fra Miljøstyrelsen nr. 9.

styrelsen, Nr.1.

Miljøstyrelsen (2005c). Survey of the Estrogenic Activity in the Danish Aquatic

rojekt nr. 899.

Miljøstyrelsen (2003b). Hormonforstyrrende stoffer i spildevand. Miljøprojekt

704.

cute

xicol. Chem. 6, 445-461

r

udredningsarbejde).

Miljøstyrelsen (2005a). Punktkilder 2004. Det nationale program for overvågning af vandm

Miljøstyrelsen (2005b). Punktkilder 2003, revideret udgave. Det nationale program for overvågning af vandmiljøet. Orientering fra Miljø

Environment. Miljøprojekt nr. 977.

Miljøstyrelsen. (2004). Degradation of Estrogens in Sewage Treatment Processes. Miljøp

Miljøstyrelsen (2003a). Erfaringer med ozonbehandling af smitstoffer i spildevand. Kap. 3.

nr. 799.

Miljøstyrelsen (2002a). Nonylphenoler og nonylphenolethoxylater i spildevandog slam. Miljøprojekt nr.

Miljøstyrelsen (2002b). Hygiejnisk kvalitet af spildevand fra offentlige renseanlæg. Miljøprojekt nr. 684.

Miljøstyrelsen. (2000). Punktkilder 1999. Det nationale program for overvågning af vandmiljøet. Orientering fra Miljøstyrelsen.

Newsted J.L., Giesy J.P. (1987): Predictive models for photoinduced atoxicity of polycyclic aromatic hydrocarbons to Daphnia magna, Strauss (Cladocera, Crustacea). Environ. To

Ni, C. H., Chen, J. N., Chen, W. B. and Chen, C. H. (2002). Ozonation of domestic secondary effluent for recycling and reuse - a pilot plant study. WateScience and Technology, Vol. 46, No. 4-5, pp. 361-366, IWA Publishing


OECD (2004). Detailed Review Paper on fish screening assays for the detection of endocrine active substances. OECD series on testing and assessment, No. 47. ENV/JM/MONO(2004)18, 21-Oct-2004.

3 (10), pp. 17-23.

Paraskeva, P. og Graham, N. J. D. (2002). Ozonation of Municipal Wastewater

nd Technology, 43 (10), pp. 147-154.

34.

01 Plainfield Road, Suite 350 Syracuse, New York 13212-2510 Telephone (315) 452-8400 Fax: (315) 452-8440 Web (PhysProp):

mann, M., Ternes, T.A. og Teiser, B. (2005). Ozone and UV processes for additional wastewater treatment to remove

04026.htm, ID: 200504026.

ophenol at Boron-Doped Diamond Electrode for Wastewater Treatment. Journal of the Electrochemical

Sagamoto, G. (2006). Trojan Technologies Inc. Materiale fra Trojan,

Sagamoto, G. (2005). Trojan Technologies Inc. Materiale fra Trojan,

Ogoshi, M., Suzuki, Y. and Asano, T. (2001). Water resude in Japan. Water resude in Japan. Water Science and Technology, 4

Okasaki, S. og Heart, S. (2003). HPS decentralised Wastewater Treatment Study - Revised Cost and Sizing Estimate for 2 MGD Flows. MWH

Effluents. Water Environmental Research, Vol. 74, No. 6.

Patterson, R. A. (2001). Wastewater quality relationships with reuse options. Water Science a

Petrovic, M., Gehringer, P., Eschweiler, H. og Barceló, D. (2004). LC-MS-(MS)determination of oxidative degradation products of nonylphenol ethoxylates, carboxtlates and nonylphenols in water. Water Science & Technology. Vol. 50.No. 5, pp. 227-2

PhysProp Database (2006). First published 1993. Syracuse Research Corporation 3

http://esc.syrres.com/interkow/physdemo.htm

Ried, A., Mielcke, J., Kamp

pharmaceuticals and EDC's. http://www.iwaponline.com/wio/2005/04/wio2005

RIVM (1999): Environmental Risk Limits in The Netherlands. Part I-III. Könemann H (ed.). Report No. 601640 001. RIVM, Bilthoven, The Netherlands

Rodrigo, M. A., Michaud, P. A., Duo, L., Panizza, M., Cerisola, G. and Comninellis, Ca. (2001). Oxidation of 4-Chlor

Society, 148 (5). D60-D64.

Roorda, J. (2004). Filtration characteristics in dead-end ultrafiltration of wwtp-effluent. ISBN 90-9017992-5. NUR 950.

www.trojanuv.com, den 1.3.2006.Trojan Technocal Bulletin #51.

www.trojanuv.com, den 2.11.2005. Rensegrader er opgivet i følgende materiale: Trojan Technocal Bulletin #61.


Salgot, M., Folch, M., Huertas, E., Tapias, J., Avellaneda, D., Girós, G., Brissaud, F., Vergés, C., Molina, J. og Pigem, J. (2002). Comparison of different advanced disinfection systems for wastewater reclamation. Water

Scott-Fordsmand J., Jensen J., Folker-Hansen P. (1995). Økotoksikkologiske

Schäfer AI, Waite, T D. (2002). Removal of endocrine disruptors in advanced

saki, M. Matsuda, T., Takigami, H., Yamada, H., Shimizu, Y. og Matsui, S. (2000). Evaluation of advanced sewage

-

es with estrogenic activity in effluents of sewage treatment plants in southwestern Germany. 1.

Spildevandscenter Avedøre. (2005). Grønt regnskab 2004. Spildevandscenter

e Lake Tahoe, Nevada, August 18, 1997.

ropean Framewater Directive. Rapport 34.

water''. STOWA 2001-2014. Utrecht.

Biblioteek STOWA. Serienummer 2001-14.

gerslev, F., Hansen, M., Krogh, K.A., Andersen, H.R., Halling-Sørensen, B., Hansen,

Supply. Vol. 3. No. 3, pp. 213-218.

Samsøe-Petersen L., Pedersen F. (1995). Water Qaulity Criteria for selected priority substances. Working Report No.: 44. Danish EPA.

jordkvalitetskriterier. Projekt om jord og grundvand fra Miljøstyrelsen. Nr. 13, 1995. Miljø- og Energiministeriet, Miljøstyrelsen.

treatment - the Australian approach. IWA workshop on endocrine disruptors,9th april 2002.

Shishida, K., Echigo, S., Kosaka, K., Taba

treatment processes for reuse of wastewater using bioassays. Environ Technol London 21[5].

Spengler, P., Körner, W. og Metzger, J. W. (2001). Substanc

chemical analysis. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 20, No. 10, pp. 2133-2141.

Avedøre I/S.

Stopka, K. (1997). Experiences during 25 years of ozonation for different industrial applications. Presentation at the IOA/PAG Conferenc

STOWA. (2005). Exploratory Study for Wastewater Treatment Techniques and the Eu

STOWA. (2001). Compendium wwtp-effluent as source for 'other water' (på hollandsk). Compendium rwzi-effluent als bron van 'ander

STOWA. (2001). Compendium rwzi-effluent als bron voor ander water.

Stuer-Lauridsen, F., Kjølholt, J., Høibye, L., Hinge-Christensen, S., In

N., Køppen, B., Bjerregaard, P. og Frost, B. (2005). Survey of Estrogenic Activity in the Danish Aquatic Environment. Environmental Project No. 977, 2005, Miljøstyrelsen.


Aalborg Kommune. (2004). Hormonlignende stoffer og sygdomsfremkaldende bakterier. Problematik på danske renseanlæg.

and Georgia Strait Alliance. No. 3. ISBN 0-9733213-3-4.

(2004). Assessment of Technologis for the Removal of Pharmaceuticals and

http://www..eu-poseidon.com

n S.

Analytical Chemistry, No. 74, pp. 3498-3504.

Terzic, S., Matosic, M., Ahel, M. og Mijatovic, I. (2005). Elimination of aromatic surfactants from municipal wastewaters: comparison of conventional activated sludge treatment and membrane biological reactor. Water Science & Technology. Vol. 51. No. 8, pp. 447-453.

US EPA (2004). National Recommended Water Quality Criteria. US EPA Office of Water. Office of Science and Technology (4304T): http://www.epa.gov/waterscience/criteria/nrwqc-2004.pdf (http://www.epa.gov/waterscience/criteria/wqcriteria.html

The Sierra Legal Defence Fund. (2004). The National Sewage Report Card. Grading the Sewage Treatment of 22 Canadian Cities. Prepared for the LabourEnvironmental Alliance Society, T Buck Suzuki Environmental Foundation,

Ternes, T. A., Janex-Habibi, M.L., Knacker, T., Kreuzinger, N. og Siegrist, H.

Personal Care Products in Sewage and Drinking Water Facilities to Improve the Indirect Potable Water Reuse. Project acronym: POSEIDON.

Ternes,T.A., Andersen,H.R., Gilberg,D., and Bonerz,M. (2002) Determinatioof estrogens in sludge and sediments by liquid extraction and GC/MS/M

)

US EPA (2001) 2001 Update of Ambient Water Quality Criteria for Cadmium. EPA-822-R01-001-April 2001: http://www.epa.gov/waterscience/criteria/aqualife/cadmium/cad2001upd.pdf

Vethaak, A.D., Rijs, G.B.J., Scharp, S.M., Ruiter, H., Gerritsen, A., Lahr, J. (2002). Estrogens and xeno-estrogens in the aquatic environment of the Netherlands. Occurrence, Potency and Biological Effects. RIZA/RIKZ-report no. 2002.001. RIZA, Lelystad. RIKZ, Den Haag. The Netherlands.

Walker, D. (2000) Oestrogenicity and wastewater recycling: experience from Essex and Suffolk Water. Water and Environmental Management [14], pp. 427-431.

Weidema, B.P., Frees, N. og Nielsen A.M. (1999). Marginal production technologies for life cycle inventories. Int. J. LCA 4, s. 48-56.

Wenzel, H. (1998). Application dependency of LCA methodology - key variables and their mode of influencing the method. Int. J. LCA 3, s. 281-288.

Wenzel, H., Hauschild, M., Alting, L. (1997). Environmental Assessment of Products, Vol. 1. First edn. Chapman & Hall, London, Great Britain.


Wernersson A.S., Dave G. (1997). Photoxicity Identification byExtraction and Photoinduced Toxicity to Daphnia magna. Arch. Environ. Contam. Toxicol. 32, 268-273

Solid Phase

Wettstein, F. (2004). Degradation of nonylphenolpolyethoxylates in the WWTP ikon. Dissertation, EAWAG.

ns, T., Gallenkemper, M. and Melin, T. (2004). Removal of endocrine with membrane processes in wastewater treatment and

5, pp. 1-8, IWA Publishing

. (1997) Enhanced oxidation of toxic effluents using simultaneous d activated carbon treat J. Chem. Technol. Biot. 70. 21-28

G., Sandhu, H ff, S.J.B. (2002). Combined biological and ent of log yard er Research 26, pp. 2053-2061.

lbech H., Madsen T., Norrgren L., Petersen G.I. (2005). Gonad opment and vitellogen rerio) exposed to

iol and mehyl

Kloten-Opf

Wintgedisrupting compoundsreuse. Water science and Technology, Vol.50, No.

Zaror, C. Aozonation an ment.

Zenaitis, M. . and Duozone treatm run-off. Wat

Örn S., Hodevel in production in zebrafish (Danio ethinylestrad testosterone. Aquatic Toxicology (in press)


Bilag 1 Bag ateri l valg af segrade

B.1 UV I dette bilag redegøres for den fundne litteratur om UV behandling af

and.

ov Ren o oktobe

arametre Værdier fundet i litteratur mm.

grundsm ale tiren r mv.

spildev

Bov Renseanlæg Besøg på B seanlæg ultim r 2005.

P

Lampemateriale Kviksølv

Tryk, lamper Lavtryk

Type system Åbent system

Opholdstid

Flow Qtørvejr=2.500 m3/d, Qregn=15.000 m3/d

Energiforbrug Kendes ikke, da der ikke måles separat på UV anlægget.

Anlægstype Inden UV anlægget er der et aktivt slam anlæg, hvorefter pildevandet passerer igennem skivefiltre. s

Spildevandstype lt Kommuna

Tilløbsværdier før UV anlæg 00 CFU/100 ml Termotolerante coliforme bakterier: 11.000 CFU/100 ml Coliforme bakterier: 220.0

Rensegrad 98%, coliforme bakterier 95% termotolerante coliforme bakterier

Økonomi Anlæg: 4,5 mio. kr. Ca. 40.000 pr. år til udskiftning af rør

Andre aspekter liter 75% fosforsyre pr. dag. Der anvendes ca. 2

Tidligere analyseresultater fra 2005 vi

erante coliforme bakterier

ser følgende:

Måned Coliforme bakterier Termotol

Før UV a 79.000 33.000 nlæg Januar

Efter UV læg 700 700 an

Før UV a 92.000 5.400 nlæg Februar

Efter UV læg 54.000 3.500 an

Før UV a 350.000 110.000 nlæg Marts

Efter UV læg 79.000 24.000 an

Før UV a 92.000 nlæg 160.000 April

Efter UV 35.000 anlæg 70.000

Maj Før UV a 540.000 220.000 nlæg


Efter UV anlæg 240.000 54.000

Før UV an 54.000 læg 920.000 Juni

Efter UV anlæg 350.000 240.000

Før UV a 2.200.000 700.000 nlæg Juli

Efter UV anlæg 1.700.000 94.000

Før UV a 0 4.900 nlæg 110.00August

Efter UV 4.900 anlæg 49.000

Før UV anlæg 220.000 11.000 September

Efter UV anlæg 3.500 540

Mielcke, J. Ried, A. og Kampmann, M. (2004) Ozone and UV too or "mult ier conc aste water treatment Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

ls f ibarr epts" in w

Lampemateriale


Type system

Opholdstid

Flow

Energiforbrug 20 W/m3

Anlægstype R V anlæg ist - biologi - U

Spildevandstype Kommunalt spildevand

Tilløb rdier før UV anlæg E.coli: 1svæ 06

Rens d E.coli: 3,7 log reduktion egra

Øko Drift: 0 /m3 Anlæg: €/m3

nomi ,005 €0,001

Andre aspekter Data stammer fra renseanlægget MSTP Braunschweig UV dosis: 400 J/m3 UV (T) 0-60 [%]: 5

algsmateriale fra Trojan, producenter af UV anlæg S

Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Lampemateriale

Tryk, lamper

Type system

Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype er er taget prøver fra to anlæg

Costa WWTP (ufiltreret spildevand)

D- Central WWTP (filteret spildevand) -

Spildevandstype


Tilløbsværdier før UV anlæg er angives koncentrationer af totalt antal coliforme ellen herunder

Dbakterieri tab

Rensegrad Der angives udløbskoncentrationer t tabellen herunder, hvormed rensegrader kan beregnes.

Økonomi

Andre aspekter Der findes også informationer om økonomi og ressourceforbrug I denne kilde. Opl. kan fås ved kontakt til Stjernholm, som er den danskekontaktperson (se evt. kilde nr. 26)

Central WWTP

SS [mg/l] Antal i indløb Antal i udløb T

22,4 31 22

5 105 10

22 26,2 5,2 6,6

5

5 105 3 105 8 105

2 18 1 105

2 106 1 106

6,7 105

49 33

4 7

23 8

13 20,5

5 23 49

7,8 7

6,2 15,6

2

06 05

110

Costa WWTPTSS

[mg/l] Antal i indløb udløb Antal i

22,4 31 22 22

26,2 5,2 6,6 7,8 7

6,2 15,6

ND

4 104 3,6 105 4,4 105 1,4 105 4,5 105 5,3 105 1,3 105 3,6 105 2,4 105 2,4 105

10 50 50 24 160 10 10 10 110 100 36

Aalborg Kommune. (2004) Hormonlignende stoffer og sygdomsfremkaldende bakterier. Problematik på danske renseanlæg. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Lampemateriale

Tryk, lamper

Type system

Opholdstid

Flow

Energiforbrug


Anlægstype

Spildevandstype

Tilløbsværdier før UV anlæg

Rensegrad Der angives tabellen h

rensegrader ved specifikke, udvalgte doser I erunder.

Økonomi

Andre aspekter er angives også priser for lavtryk UV og ozon [kr.(m3 ildevand]. Priserne er fundet i:

- Miljøstyrelsen, 2003, Hormonforstyrrende stoffer og dler I spildevand

elwerk, 2003, Desinfektion von biologisch right: ATV-DVWK, Hennef,

Drenset sp

lægemi- ATV Reggereinigtem Abwasser. Copy2004.

Designdoser (ved anlæg sk re dobbelt så store som designdoserne):

90% re[mJ/cm [mJ/cm2]

al doserne væ

duktion 2]

99% reduktion [mJ/cm2]

99,9% reduktion

Total coliforme bakt. Fækale colibakt. Salmonella

ker

iardia

1110 15 15 15 15

45 30 30 30

30

45 45 45

0 0

20 20 20

30 30

StreptokokEnterokokker CryptosporidiumGVira 15 30 45


Lainé, S., Poujol, T., Dufay, S., Baron, J. og Robert, T. (1998). reatment of stormwater to bathing water quality by dissolved

air flotation, filtration and ultraviolet disinfection Værdier fundet i litteratur mm.

T

Parametre

Lam mpe ateriale Kviksølv


Typ yse s tem

Opholdstid 28 sek.

Flow 4 m3/t

Energiforbrug 107 kWh

Anlægstype gulering + flokkulering - flotation - filtrering - UV Koa

Spildevandstype Overløbsvand

Tilløbsvæ TAA: 20 mg/l E.coli: 1,8 105 Enterokokker: 1,5 105

rdier før UV anlæg

Rensegrad E.coli: ~100% (til under detektionsgrænsen) Enterokokker: ~100% (til under detektionsgrænsen)

æg: 75% yster: 99%

Enterovirus: 100%

HelminthGiardia c

Salmonella: 85% (til under detektionsgrænsen)

Økonomi

And asre pekter

Graaf, J. H ng, J. de, Ravazzini, A. og Miska, V. 0 matrix for reuse of upgraded wastewate Graaf har via et stort litteraturstudie angivet rensegrader ved anvendelse af UV til s ld

Det g opnås følgende rensegrader ved anvendelse a

•

• Virus + "Helmet" æg: 70-100%

. J. M. van der, Koni(20 4) Treatment

pi evandsrensning.

an ives i denne matrix, at der kan f UV:

Patogener: 70-100%


Materiale fra IDA-arrangement, den 25.10.2002

Større effektivitet overfor patogener end andre desinfektionssystemer

Kort behandlingstid

• Lave omkostninger

ktion

iforbrug (høj effekt)

kten er afhængig a kvaliteten af det rensede spildevand

• Belægninger forekomm

ekt aftager med tiden

vnligt tilsyn

• Udskiftning af lamperne skal ske en gang om året

rengøring

Fordele:

• Miljøvenlig (ingen kemikalier)

• Sikkerhed for operatør

•

•

• Enkel fun

Ulemper:

• Energ

• Effe f

er

• Eff

• Jæ

• Ofte rengøring

• Brug af kemikalier ved


B.2 Ozon Gonzáles, P., Zaror, C., Carrasco, V., Mondaca, M. A., Masilla, H(2003) Combined Physical-Chemical and Bio

. logical Treatment of

oorly Biodegradable Industrial Effluents

e artikel anvendes ozon s. før

m.

P I denn som primær rensning af spildevandet Dvbiologisk rensning).

Parametre Værdier fundet i litteratur m

Type Ozone bubble column reactor (o,3 dm3) on fixed bed reactor (0,2 dm3)

3) Activated carbAerobic bioreactor (20 dm

Ozon genereringsmetode d anvendelse af generator (max. 2 mmol O3/t) Ve

Doseringsmængde

Koncentration i kontaktkammer

Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype

Spildevandstype Industrispildevand (indeholder aromatiske iljøfremmede stoffer) m

Tilløbsværdier før ozonanlæg

Rensegrad

Økonomi

Andre aspekter Ozon har en mulig mutagen effekt.

Graaf, J. HV. (2004)

. J. M. van der, Koning, J. de, Ravazzini, A. og Miska, Treatment matrix for reuse of upgraded wastewater

ar via et litteraturstudie angivet rensegrader ved anvendelse af l spildeva dsrensning.

Virus + "Helmet" æg: 70-100%

Graaf h stort ozon ti n

Det angives i denne matrix, at der kan opnås følgende rensegrader ved anvendelse af ozon:

• Patogener: 70-100%

•


Huber. M.M., Göbel. A., J ., Hermann, N., Löffler, D., Mcar-ied, A., Siegrist, H., Ternes, T.A. og von Gunten, U.

(2005). Oxidation of Pharmaceuticals during Ozonation of Mu-astewater Effluents: A Pilot Study.

eratur mm.

oss, Adell, C.S., R

nicipal W Parametre Værdier fundet i litt

Type ffektivt volumen på 140 l En kolonne med et e

Ozon genereringsmetode 0 Ozomatic SWO20

Doseringsmængde o,5-5 mg/l

Koncentration i kontaktkammer 50 g/m3

Opholdstid 4,2±0,2 min.

Flow 2±0,1 m3/t

Energiforbrug

Anlægstype Aktivt slam anlæg


Tilløbsværdier før ozonanlæg COD: 29±3 mg/l TSS: 6 mg/l E.coli: 5 105 CFU/100 ml

Rensegrad es i tabel herunder S

Økonomi

Andre aspekter

Rensegrader ved varierende ozondosis:

E.coli E1 E2 Ozondosis EE2

0,5 mg/l 62% 50-64% ~ 60%

1 mg/l 84% 81-86% 82%

2 mg/l 97% ~ 98% ~ 100% 91%

5 mg/l ~ 100% ~ 93% ~ 99%

Bahr, C., Ernst, M., Reem nn, B., Luck, F. og Jekel, M. (2005). Pilot scale ozonation of treated municipal effluent for removal of pharmaceutical compounds and

ns - The Berlin S

Parametre

tsma, T., Heinma

pathoge

tudy.

Værdier fundet i litteratur mm.

Type WEDECO AG; Herford

Ozon genereringsmetode zomatic SWO30 (gas ceramic diffusors) O

Doseringsmængde 0,2-0,4 mg O3/mg DOCo


Opholdstid 9 min.


Flow 2 m3/t

Energiforbrug

Anlægstype Konventionelt renseanlæg

Spildevandstype

Tilløbsværdier før ozonanlæg S: 7,7± 2,5 mg/l

±0,5 mg/l COD: 45,6± mg/l

strone: <0,4 ng/l thinylestradiol: 1,0± 0,2 ng/l

DOC: 12± 0,3 mg/l SBOD: 3,8

EE

Rensegrad ensegrad for EE", E1, E2, total coliforme bakterier, l coliforme bakterier og enterokokker: 100%

Rfæka

Økonomi

Andre aspekter

Zenaitis, M. G., Sandhu, 02). Combined biological and ozone tre ard run-off.

ur mm.

H. and Duff, S.J.B. (20atment of log y

Parametre Værdier fundet i litterat

Type

Ozon genereringsmetode del LG-2-L1 Grace Davison Chemical, mo

Doseringsmængde 1 l/min. = 0,013 vvm


Opholdstid 30 min.

Flow

Energiforbrug

Anlægstype Biologisk: UNOX® Activated Sludge Treatment System Centrifugering af spildevand I 20 min. inden biologisk rensning

Spildevandstype Perkolat fra opbevaring af træstammer

Tilløbsværdier til renseanlæg Ingen eksakte værdier, dog opl. om BOD:N:P er 100:5:1

Rensegrad ved ozonbehandling COD: 22% Tannin og lignin: 68% BOD: stigning med 38% Akut mikrotoksicitet: 0% Metaller: 0%

Økonomi Fordele ved ozonering: mineralisering af indholdsstoffer, høje reaktionahastigheder, mulighed for at behandle varierende spildevandsmængder (fleksibilitet) Ulemper ved ozonering: oxidering af stoffer, der ikke har interesse (høj molekylærvægt COD)

Andre aspekter


Mielcke, J. Ried, A. og Kampmann, M. (2004). Ozone and UV- ools for "multibarrier concepts" in wastewater treatment.

etre Værd

T Param ier fundet i litteratur mm.

Type

Ozon genereringsmetode

Doseringsmængde 10 mg/l


Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype Rist - biologi - ozonbehandling


Tilløbsværdier til renseanlæg SS (f s): 4,5 mg/l E.colAOXBOD

ilterable solidi: 106 : 100 µg/l : 2,8 mg/l

Rensegrad ved ozonbehandling E.colAOX

i: 3,2 log reduktion : 50%

Økonomi AnlæDrift:

g: 0,012 €/m 0,028 €/m

Andre aspekter Data lægget MSTP Braunschweig stammer fra rensean


Kalundborg renseanlæg

Parametre eratur mm.

Værdier fundet i litt

Type WEDECO Type PDO 6500


Doseringsmængde 1. 88,4 g O3/m , 2. 21,5 g O3 33/m


Opholdstid

Flow 1.200 m3/t

Energiforbrug

Anlægstype ldning

Konventionelt aktivt slam anlæg med kemisk fæ

Spildevandstype Kommunalt (20%) og industrielt (80%) spildevand

Udløbsværdier efter ozonbehandling BOD: 3,5 mg/l SS: 1 mg/l

Rensegrad ved ozonbehandling COD: 30% ved dosis på 88,4 g O3/m3

onylphenol: 100% ved dosis på 21,5 g O3/m3N

Økonomi8 Drift: 50-60 kr./m3

Anlæg: 5,5 mio. kr.

Andre aspekter Ulemper ved ozonanlæganlægsomkostninger, høje driftsomkostning

: Høje er go

æssige forhold ret på en

dårlige arbejdsmiljømOvenstående resultater er kun baseprøve.

relsen. (2003). Erfari ger med ozonbehandling af

smitstoffer i spildevand. Miljøsty n

Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Type


Doseringsmængde Ca. 20 g/m3


Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype

Spildevandstype

Tilløbsværdier

Rensegrad ved ozonbehandling Termotolerante coliforme bakterier: 99,8-100%

Økonomi Drift: 50-60 kr./m3

kan behandle 10.000 - . 8 Ved anlæg, der 15.000 m3 spildevand pr. dag


Anlæg: 5,5 mio. kr.

Andre aspekter on henvises der til Absi et. al. for .

øje anlægs- og

orroderende.

I denne publikatiflere informationerUlemper ved ozonbehandling: Hdriftsomkostninger, arbejdsmiljø, ozon er k

Ni, C. H., Chen, J. N., Chen, W. B. and Chen, C. H. (2002). Ozonation of domestic secondary effluent for recycling and reuse - a pilot plant study. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Type Pilot anlæg med to kolonner /1,5 gange 1 m)


Doseringsmængde Koncentration i kontaktkammer Q =0,5 - 2,5 l/min.

QG= 0,2 - 1 l/min. L

Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype Tank - Sandfilter - Ozonbehandling


Tilløbsværdier BOD: 24-29,1 mg/l E.coli: 8,9 102 - 3 105 CFU/100 ml

Rensegrad ved ozonbehandling BOD: Ca. 60% E.coli: Ca. 100%

Økonomi

Andre aspekter

Petrovic, M., Gehringer, P., E rceló, D. (2004).

henol ethoxylates, carboxtlates and nonylphenols in

Parametre

schweiler, H. og BaLC-MS-(MS) determination of oxidative degradation products of nonylpwater.


Type

Ozon genereringsmetode Ud fra ren oxygen

Doseringsmængde 15 g O3/t

Koncentration i kontaktkammer 0,5-7 mg/l

Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype

Spildevandstype Kontamineret grundvand


Tilløbsværdier NPnEO: 420,5 µg/l 4-NP: 74, µNP

3 g/l µg/l 1EC: 93,3

Rensegrad ved ozonbehandling PEO: 100% (ved 3,2 mg O3/l) N

Økonomi

Andre aspekter

Stopka, K. (1997). Experiencdifferent industrial applicatio

Parametre itteratur mm.

es during 25 years of ozonation for ns.

Værdier fundet i l

Type g Compartment System Film Layer Purifyin

Ozon genereringsmetode vendes Flydende oxygen an

Doseringsmængde 10 mg/l - 40 mg/l

Koncentration i kontaktkammer 6%

Opholdstid

Flow

Energiforbrug 9,6 kWh for at producere et pund ozon (+ 36 kg flydende oxygen for at producvægt-%)

ere l kg ozon, 6

Anlægstype Ingen behandling

Spildevandstype vand Industrielt spilde

Tilløbsværdier COD: 7.920 ppm BOD: 209 ppm Coliforme bakterier: 30.500 mls

TSS: 1.533 ppm

Rensegrad ved ozonbehandling TSS: 79% COD: 98% BOD: 92% Coliforme bakterier: 99,8%

Økonomi

Andre aspekter Prøverne er udtaget I 1970. Ingen flokkulering inden ozonbehandling Forfatterne har også haft held med at fjerne 3.000 ppm phenoler med ozon. Opholdstid i kontaktkammer: 9 min.

Lenz, K., Beck, V. og Fuerhacker, M. (2004) Behaviour of bisphenol A (BPA), 4-nonylphenol (4-NP) and 4-nonylphenol ethoxylates (4-NP1EO, 4.NP2EO) in oxidative water treatment processes. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Type

Ozon genereringsmetode Laboratorie skala ozongenerator Sander, Vetzte-Eltze, Tyskland


Doseringsmængde Høj indtil ønsket konc. på 1,4 mg O3/l er opnået.

Koncentration i kontaktkammer 1,4 mg O /l 3

Opholdstid

Flow

Energiforbrug

Anlægstype Intet inden ozonbehandling

Spildevandstype Kunstigt genereret spildevand (test solutions produced from stock solutions with acetonitrile)

Tilløbsværdier NP<10 NP1EO: 570 µg/l NP2EO: 1.580 µg/l NP1EC: <20 µg/l

µg/l NP2EC: <20 µg/l 4-NP: 200-1 3NP: 100-300 µg/l

Rensegrad ved ozonbehandling 5-100% 5%

4-NP: 9NP3: 3-

Økonomi

Andre aspekter virker effektiviteten af ved anvendelse af ozon:

sis - TSS indhold

t af det spildevand, der ledes til lægget

nbehovet tivitet af ozon-systemet

Parametre, der pådesinfektion- Ozon do

- Kvaliterensean- Ozo- Transfer effek


B.3 Membran BioRea torer

egemann, W , Spengler, P. og Metzger, J. (2002). Influence of Different Proces Techniques in Sewage Plants to

elected Endocrine Disruptors. Parametre eratur mm.

k Busch, K., H .

Eliminate S

Værdier fundet i litt

Type anlæg (navn) ith secondary biofiltration" "Biological treatment w

Type membran

Porestørrelse

Drifttryk

Anlægstype fældning - luftningstank - BR

Rist - sandfang - forefterklaringstank- M

Spildevandstype industrielt spildevand Kommunalt og

Tilløbsværdier9 1: 6,8 ng/l 2: 7,4 ng/l

Nonylphenol: 11,57 µg/l Bisphenol A: 0,12 µg/l

EEEE2: 11 ng/l

NP2EO: 0,7 µg/l OP: 0,09 µg/l

Rensegrad E1: stigning E2: stigning EE2: 47% Nonylphenol: 76% Bisphenol A: stigning NP2EO: 70% OP: 56%

Økonomi

Andre aspekter Tendens: Lav fjernelsesgrad af østrogener, men høj fjernelsesgrad af xenoøstrogener Der er 320.000 PE på anlægget

Der er her angivet værdier for det anlæ WWTP II i artiklen.

Hegemann, og Metzger, J. (2002). Influence of Different P es in Sewage Plants to Eliminate Selected Endocrine Disruptors.

Parametre

g, der kaldes

Busch, K., W., Spengler, P. roces Techniqu


Type anlæg (navn) "Membrane activated sludge"

Type membran

Porestørrelse

9 Der er placeret en efterklaringstank før MBR. Her er tilløbsværdierne angivet for det spildevand, der har været igennem efterklaring.


Drifttryk

Anlægstype

Spildevandstype

Tilløbsværdier E1: 180 ng/l E2: 18 ng/l

10

EE2: 75 ng/l Mestranol: 5,3 ng/l Nonylphenol: 13,37 µg/l Bisphenol A: 1,25 µg/l NP2EO: 9,2 µg/l

Rensegrad E1: 64% E2: 100% (fjernelse til under detektionsgrænse)

Mestranol: stigning 1%

2

EE2: 92%

Nonylphenol: 8Bisphenol A: 91% NP EO: 98%

Økonomi

Andre aspekter

Der er her angivet værdier fo , der kaldes WWTP XI i artiklen.

Busch, K., Hegemann, W., Spengler, P. og Metzger, J. (2002). of Different P chniques in Sewage Plants to

Eliminate Selected Endocrine Disruptors.

itteratur mm.

r det anlæg

Influence roces Te

Parametre Værdier fundet i l

Type anlæg (navn) logical treatment" "2 stage bio

Type membran

Porestørrelse

Drifttryk

Anlægstype Rist - sandfang - forklaring - luftningstank - efterklaringstank - MBR

Spildevandstype Kommunalt og industrielt spildevand

Tilløbsværdier1 Nonylphenol: 0,4 µg/l Mestranol: 1,1 ng/l NP2EO: 7,9 µg/l

Rensegrad Nonylphenol: 100% (fjernelse til under detektioMestranol: 0%

nsgrænse)

NP2EO: 100% (fjernelse til under detektionsgrænse)

Økonomi

Andre aspekter s: Lav fjernelsesgrad af østrogener, men høj fjer-ad af xenoøstrogener

er er 1,25 mio. PE

TendennelsesgrD på anlægget

10 Der er placeret en efterklaringstank før MBR. Her er tilløbsværdierne angivet for det

r har været igenne . spildevand, de m efterklaring


Der er også taget mange prøver for E1, E2, EE2, BPA og dog ikke korrelation mellem måleresultater-målinger er derfor ikke inkluderet i artiklen.

OP. Der var ne, og disse

Der er her angivet værdier fo

Terzic, S., Matosic, M., Elimination of aromaticwastewaters: comparison of conventional activated sludge treatment and membran Parametre

r det anlæg, der kaldes WWTP I i artiklen.

Ahel, M. og Mijatovic, I. (2005). surfactants from municipal

e biological reactor.


Type anlæg (navn) Pilot scale unit

Type membran Hul mikrofilter (CZW-10, Zenon, Canada)

Porestørrelse 10 µm?

Drifttryk

Anlægstype 200 l klaringstank og 40 l beluftet bioreaktor med membran

Spildevandstype Kommunalt

Tilløbsværdier SS: 8-11 mg/l LAS: 2-10 mg/l

Rensegrad LAS: 97% PnEO: 87% N

Økonomi

Andre aspekter Opholdstid: 5,7 t Flow: 7 l/t Der dannes forholdsvis lidt (sammenlignet med

ktiv slam anlæg) østrogenlignende iprodukter (APnEO). BR er dyrere end et alm. aktivt slam anlæg

almindelige abM

De Wever, H.m Van Roy, S., Müller, J. og Knepper. T. (2004). Comparison of linear alkylbenzene sulfonates removal in conventional activated sludge systems and membrane bioreactors. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Type anlæg (navn) Beluftet rum/kar (m. effektivt volumen på 25 l)

Type membran Ultramembran fra Storck, Holland. Membranen er roduceret af polyvinylidene diflouride p

Porestørrelse 30 nm

Drifttryk 65 kPa

Anlægstype

Spildevandstype Syntesisk genereret kommunalt spildevand


Tilløbsværdier

g/l SS: 7,7 mg/l LAS: 218-6.198 m

Rensegrad LAS: >97%

Økonomi

Andre aspekter Flux: 90-160 l/m2 t t aktivt slam anlæg renser til samme koncentration som

en forskel i renseeffektivitet mellem en lyvinylidene diflouride og

keramik. Fjernelse af LAS sker primært som en følge af biologiske

cesser under tilstedeværelse af ilt. er mere rubust overfor ændringer i

kocentrtionsniveauer end et aktivt slam anlæg.

EMBR mht. LAS. Ultrafiltreringsmembranen tilbageholder ikke LAS. Der er ikke nogultrafiltreringsmembran i po

proMBR

ClaraCompamemplant. Parametre

, M., Stren , Ausserleitner, M. og Kreuzinger, N. (2004). risoof th selected micropollutants in a

brane biore r and a conventional wastewater treatment


n, B.e behaviour of acto

Type anlæg (navn) Pilot andlæg

Type membran Ultrafilter

Porestørrelse

Drifttryk

Anlægstype Rist - tank - denitrifikation - nitrifikation - MBR - tank


Tilløbsværdier COD: 1.080 mg/l

Rensegrad EE2: 5-70%

Økonomi

Andre aspekter

Wintgens, T., G kemper, M. and Melin, T. (2004). Removal of ith membrane processes in

astewater treatment and reuse. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

allenendocrine disrupting compounds ww

Type anlæg (navn) Ekstern

Type membran Ultrafilter (50 cm2)

Porestørrelse

Drifttryk 6 bar

Anlægstype Denitrifikation - Nitrifikation - Nitrifikation - Ultrafiltrering - GAC


Spildevandstype Perkolat fra losseplads (spildevandet er karakteriseret ved at indeholde organiske stoffer - herunder hormonforstyrrende stoffer)

Tilløbsværdier TSS: 25 g/l

Rensegrad Der er målt for nonylphenol og Bisphenol A. Se tabel herunder.

Økonomi

Andre aspekter Der er anvendt en række forskellige filtre. Se tabel herunder. Flow: 6 l/min.

Rensegrader for nonylphenol:

Type membran Rensegrad

ESNA PES 10 UTC 20 LF 10

SPA=1

83%

89% 98% 98%

70% 75% 81%

UTC 60 LFC DESAL 5HK NTR729HF

85% 87% 88% 89%

ENF270 NF2008

Rensegrader for Bisphenol A:

Type membran Rensegrad

PES 10

LF 10 UTC 60 LFC DESAL 5HK NTR729HF ESPA=1 NF270

0% 32% 100% 30% 100% 79% 90% 95% 68%

UTC 20

NF2008 83%


B.4 Sandfiltrering

Graaf, J. H. J. M. van der, Koning, J. de, Ravazzini, A. og Miska,

er kan opnås følgende rensegrader ved ndfiltrering af spildevand:

0-100%

+ "Helmet" æg:

D: 70-100%

00%

, W ler, P. og Metzger, J. (2002). Influence of Different Pro hniques in Sewage Plants to Eliminate Selected Endo

ærdier fundet i litteratur mm.

V. (2004) Treatment matrix for reuse of upgraded wastewater.

Graaf har via et stort litteraturstudie angivet rensegrader ved anvendelse afsandfiltrering til spildevandsrensning.

Det angives i denne matrix, at dsa

• Patogener: 7

• Virus 70-100%

• CO

• SS: 70-1

Busch, K., Hegemann ., Spengces Tec

crine Disruptors.

Parametre V

Type filter

Filtermateriale

Overfladebelastning

Anlægstype

Spildevandstype

Tilløbsværdier11 E1: 230 ng/l E2: 54 ng/l EE2: 29 ng/l Mestranol: ingen gode målinger

OP: 0,25 µg/l

Nonylphenol: 31,48 µg/l Bisphenol A: 1,24 µg/l NP2EO: 2,09 µg/l

Rensegrad ved sandfiltrering

stigning med 130%

E1: 80% E2: 40% EE2: 0%lMestranol: - Nonylphenol: 88% Bisphenol A:NP2EO: 55% OP: 96%

Økonomi

11 Der er placeret en forklaringstan før sandfiltret. Her er tilløbsværdierne angivet for det spildevand, der har været igennem forklaring.

k

.


Andre aspekter 3.130 PE

Der er her angivet værdier for aldes WWTP VII i artiklen.

Salgot, M., Folch, M., Huirós, G., Brissaud, F., Vergés, C., Molina, J. og Pigem, J. (2002).

Comparison of different advanced disinfection systems for

tre Værdier fundet i litteratur mm.

det anlæg, der k

ertas, E., Tapias, J., Avellaneda, D., G

wastewater reclamation. Parame

Type filter Konventionelt

Filtermateriale Sand (0,6-1,2 mm)

Overfladebelastning Kapacitet: 8,12 m3/t m2

Anlægstype Aktivt slamanlæg


Tilløbsværdier

Rensegrad ved sandfiltrering SS: 42.3%

log/100 ml l

TOC: 11% Fækale coliforme bakt.: 0,29 UColifaphage: 0,35 Ulog/100 m

Økonomi

Andre aspekter

Hilbert Nygaard, P., Århus Kommune, COWI og DTU Miljø og Ressourcer. (2004) Steroidøstrogeners omsætning på to danske aktiv slam renseanlæg.

Nygaard, P., Blicher, T. E. D., Nickelsen, C. (2004). ke renseanl

spildevandet?

arametre Værdier fundet i litteratur mm.

Hilbert Fjerner dans æg hormonforstyrrende stoffer i

P

Type filter Konventionelt kontakt filter

Filtermateriale

Overfladebelastning

Anlægstype MBNDK

Spildevandstype t industrielt 0%)

Kommunalt (inkl. et sygehus) samspildevand (4

Tilløbsværdier E1 og E2: 15.45 ng/l SS: 0,0056 g/l

Rensegrad ved sandfiltrering E1: 93% E2: 69%

Økonomi

.


Andre aspekter Data stammer fra EgVolumen af sandfilter: 1.000 m

å renseanlæg.

3

er er stor forskel på denne og kilden Christiansen,

2002, der mener, at sandfiltret ikke fjerner østrogener.

3

94.000 PE Flow, max. time: 3.677 mOpholdstid: 33 t.D

As

alborg Kommune. (2004). Hormonlignende stoffer og ygdomsfremkaldende bakterier. Problematik på danske

renseanlæg. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Type filter

Filtermateriale

Overfladebelastning

Anlægstype

Spildevandstype MBNDK

Tilløbsværdier [CFU/100 ml] Termotolerante coliforme bakterier: 103 - 106 Coliforme bakterier: 104 - 106 Enterokokker: 102 - 106 Salmonella: i.p. - 100 Giardia: 0,1 - 70 Cryptosporidium: i.p. - 130

Værdier efter sandfiltrering [CFU/100 ml]

Termotolerante coliforme bakterier: 400 - 104 Coliforme bakterier: 103 - 104 Enterokokker: 100 - 500 Salmonella: i.p. - 104 Giardia: 0,1 - 0,6 Cryptosporidium: 10-3 - 0,2

Økonomi

Andre aspekter Denne kilde henviser til Mølgaard et. al, 2002, hvori ovenstående data stammer fra. Heri står sandfiltreret mere udførlig beskrevet.

Ni, C. H., Chen, J. N., Chen, W. B. and Chen, C. H. (2002). Ozonation of domestic secondary effluent for recycling and reuse - a pilot plant study. Parametre Værdier fundet i litteratur mm.

Type filter Pilot anlæg

Filtermateriale

Overfladebelastning

Anlægstype Sekundær spildevandsrensning


.


128

.

Tilløbsværdier12 BOD: 27-32,3 mg/l E.coli: 2,2 103 - 5 106 CFU/ml

Rensegrad COD: Ca. 11% E.coli: Ca. 60%

Økonomi

Andre aspekter Flow: 150 m3/d

12 Spildevand, d været igennem sekundær spildevandsrensning er har

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 12

9

Bila

g 2

Litte

ratu

rsøg

ning

in

g p

Inte

rnet

tet o

g pu

bka

tione

r har

giv

et ø

lgen

de re

sulta

t:

U

V Sa

nd fi

ltrer

ing

Mem

bran

erA

ktiv

t kul

U

ltraf

iltre

ring

Nan

ofilt

rerin

g

Litte

ratu

rsøg

nå

lif

O

zon

Kom

men

tare

r [T

he S

ierra

Leg

al

efen

ce F

und,

20

04]:

Kon

takt

info

rmat

ion

til re

leva

nte

anlæ

g i

f.eks

. Cal

gary

, E

dmon

ton,

Que

bec

Ciy

, Reg

ina

og

Win

nipe

g

[Sag

amot

o, 2

005]

: Ø

kono

mi o

g es

sour

cefo

rbru

g

[Lai

né e

t al,

1998

]: ilt

rerin

g. U

dove

r ne

dens

tåen

de

para

met

re, e

r der

og

så m

ålt p

å H

C

og S

S. D

er e

r mål

t på

regn

vand

.

[R

oord

a, 2

004]

: le

re s

toffe

r, m

en

udlø

bsko

nc. e

ller

rens

egra

der

man

gler

D r

F

F

Col

iform

e ba

kter

ier

[Aal

borg

K

omm

une,

200

4]

Bov

og V

ejle

re

nsea

nlæ

g

[Joh

anse

n, 2

002]

. R

ense

grad

er s

amt

dose

ring

[Sag

amot

o, 2

005]

: M

ange

pat

ogen

er

[Lai

né e

t al,

1998

]: E

.col

i, en

tero

kokk

er,

Hel

min

th e

ggs,

G

iard

ia c

ysts

, en

tero

viru

s,

salm

onel

la

[Aal

borg

K

omm

une,

200

4]

[Ni,

2002

]: E

. col

i

[Joh

anse

n, 2

002]

. to

tal c

olifo

rme

bakt

erie

r, E

.col

i, fæ

kale

en

tero

kokk

er,

salm

onel

la,

cam

pylo

bact

or

[Lai

né e

t al,

1998

]. H

elm

inth

egg

s og

G

iard

ia c

ysts

[Aal

borg

K

omm

une,

200

4]

så

ces

et a

l, l

[B

onom

o et

al,

1999

]: In

kl.

rens

eeffe

kter

og

økon

omi -

se

ogA

ber e

t. al

[Ni,

2002

]: E

. col

i

[Joh

anse

n, 2

002]

: A

vanc

eret

O

xida

tions

Pro

(O2,

H2O

2, C

H3C

OO

H o

g O

3)13

[Par

aske

va20

02]:

Fæka

le

colif

orm

e, fæ

kale

stre

ptok

okke

r, to

taco

lifor

me,

E. c

oli

(fors

kelli

ge ty

per a

f sp

ildev

and

er te

stet

)

Tung

met

alle

r

[Lai

né e

t al,

1998

]: K

obbe

r, zi

nk, b

ly

13

Iføl

ge d

enne

kild

e er

det

mul

igt a

t fje

rne

bakt

erie

r, vi

rus,

prot

ozoe

r, lu

gt, f

arve

, hor

mon

fors

tyrr

ende

stof

fer,

min

imer

e V

OC

, TO

C, A

OX

, TH

M sa

mt p

estic

ider

, he

rbic

ider

, fen

oler

og

phta

late

r.

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 13

0

UV

Sand

filtr

erin

g M

embr

aner

O

zon

Akt

ivt k

ul

Ultr

afilt

rerin

g N

anof

iltre

ring

Tann

in +

lign

in

and.

il

vedr

.

[Z

enai

tis e

t al,

2002

]: In

dust

rispi

ldev

Sen

d m

ako

nc. e

ller

rens

eeffe

kter

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 13

1

U

V Sa

nd fi

ltrer

ing

Mem

bran

er

Ozo

n A

ktiv

t kul

U

ltraf

iltre

ring

Nan

ofilt

rerin

g

Aku

t mik

roto

ksic

itet

Indu

stris

pild

evan

d.

Inge

n re

nsee

ffekt

(=

0%)

[Zar

or, 1

997]

: Dat

a m

ht. t

oksi

cite

t (m

utag

en e

ffekt

) af

spv.

fra

papi

rindu

strie

n

Zaro

r, 19

97]:

Dat

a m

ht. t

oksi

cite

t (m

utag

en e

ffekt

) af

spv.

fra

papi

rindu

strie

n (re

nsni

ng: a

ktiv

t kul

+

ozon

erin

g)

[Zen

aitis

et a

l, 20

02]:

[Joh

anse

n, 2

002]

[

Pha

rmac

eutic

al

sona

l Car

e ts

(PP

CP

)14

se a

f fe

r and

re,

rofe

n,

an

d Pe

rP

rodu

c

[H

uber

et a

l, 20

05]:

Pha

rmac

eutic

als

[Joh

anse

n, 2

002]

[Bal

ciog

lu e

t al,

2003

]: Fj

erne

lar

omat

iske

sto

f(U

V25

4) i

spild

evfra

den

fa

rmac

eutis

ke

indu

stri

[Kjø

lhol

t et a

l, 20

03]:

Sal

icyl

syA

cety

lsal

icyl

syre

, ib

upbe

ndro

flum

ethi

acid

, te

rbut

alin

, su

lfam

ethi

zol,

parc

etam

ol,

peni

cilli

n V

, fu

rose

mid

, ena

lapr

il og

ket

ocon

azol

(kun

en p

røve

test

et)

Phe

nole

r

[Gon

zále

s al

003]

: Kun

pre

-re

atm

ent

[Joh

anse

n, 2

002]

l, 00

3]: K

un p

re-

reat

men

t

et

, [G

onzá

les

et a

2 t2 t

14

Aci

dic

drug

s: d

iclo

fena

t, ib

upro

fen

og b

ezoc

fibra

te. N

eutra

l dru

gs: d

iaze

pam

og

carb

amaz

epiri

e. P

CP:

tona

lide

og g

alax

olid

e. A

ntib

iotic

s: su

lfam

roxi

thro

myc

in. I

onat

ed c

ontra

st m

edia

: iop

rom

ide.

Est

roge

ns: 1

7-al

fa-e

thin

yles

tradi

ol, 1

7-be

ta-e

stra

diol

og

etho

xazo

le o

g es

trone

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 13

2

Sand

filtr

erin

g M

embr

aner

O

zon

Akt

ivt k

ul

Ultr

afilt

rerin

g N

anof

iltre

ring

[Hilb

ert N

ygaa

rd,

2004

b]:

Ren

segr

ader

for

østro

n og

17-

beta

-øs

tradi

ol

[Chr

istia

nsen

et a

l, 20

02]:

læs

kild

e!

[Shi

shid

a et

al,

2000

]: D

ata

for 1

7-be

ta-ø

stra

diol

og

over

ordn

et

ta-

olle er

et

Est

roilt

reri

g une,

rd, 2

E2

[Win

tgen

s, 2

004]

: M

embr

ane

bior

eact

ors

til

fjern

else

af

østro

genl

igne

nde

stof

fer -

kon

takt

fo

rfatte

r

[Shi

shid

a et

al,

2000

]: D

ata

for 1

7-be

ta-ø

stra

diol

og

over

ordn

et

17tr

kr)

mi

Bu

2em

bio

res

trog

st

orm

o

[Shi

shid

a et

al,

2002

]: D

ata

for 1

7-be

ta-ø

stra

diol

og

over

ordn

et v

ærd

i for

in

dhol

d af

øs

troge

ner

(17-

beta

-øst

radi

ol-

ækv

ival

ente

r) (A

OP

)

[Hub

er e

t al,

2004

]: E

E2,

E2,

E1

[Joh

anse

n, 2

002]

a ø n 1 B n b d o n e

[Sch

äfer

et a

l, 20

02]

[Kör

ner e

t al,

2001

]: Ø

stra

diol

eq

uiva

lent

co

ncen

tratio

ns

(EE

Q)

[Spe

ngle

r et a

l, 20

01]:

Mes

trano

l, 17

-alfa

-et

hiny

løst

radi

ol, 1

7-

[Sch

äfer

et a

l, 20

02]:

Est

rone

[W

intg

ens,

200

4]:

Fjer

nels

e af

øs

troge

nlig

nend

e st

offe

r - k

onta

kt

forfa

tter

østro

g(1

7-be

ækv

iva

[Sch

äf20

02]:

(mik

rof

[Aal

bor

Kom

m

[Nyg

aaE1

og

enin

dhol

d øs

trad

int

er) al, ne

ng

)

2004

]

004]

:

-

ø ( æ ( [ M b ( hstro

geni

n-b

eta-

øsvi

vale

nte

krof

ilter

)

sch,

200

rane

ea

ctor

s en

ic

nes)

dhol

d

adio

l- ]. er

oid

[Kjø

lhol

t et a

l, 20

03]:

østro

n, 1

7-be

ta-ø

stra

diol

, 12-

lfa-e

thin

yl

stra

diol

, on

ylph

enol

er, N

PE

,2 E

O, o

ctyl

phen

ol,

isph

enol

A,

Die

thyl

phth

alat

, Di-

-but

ylph

thal

at,

utyl

benz

ylph

thal

at,

ieth

ylhe

xylp

htha

lat,

Di-n

-oct

ylph

thal

at

g di

-iso-

onyl

phth

alat

(kun

n

prøv

e te

stet

)

beta

l-øst

radi

ol,

estro

ne, g

enis

tein

, be

tal-s

itust

erol

, di

buty

lpht

hala

te,

Bis

phen

ol A

, 4-

Non

ylph

enol

, 4-

Non

ylph

enol

di

etho

xyla

te, 4

-no

nylp

heno

xyac

etic

ac

id.

Bis

phen

ol-A

[W

intg

ens,

200

4]:

Mem

bbi

oran

ven

[4]

:

ndt

se

ran

eact

ors

dt.

Joha

nsen

, 200

2]

[Win

tgen

s, 2

0011

fors

kelli

ge

nano

filtre

anv

eve

d be

stem

mel

af re

nseg

rade

r

Non

ylph

enol

[Wet

tst

NP

1EC

NP

, NP

NP

2EOei

n,20

04]:

, NP

1E

O

[W04

]: M

emb

bior

anve

n

[WC

, rane

bi

orea

ktor

anv

endt

)

[4]

:

ndt

se

intg

ens,

20

ran

eact

ors

dt.

etts

tein

, 200

4]:

NP

1EC

, NP

2EN

P, N

P1E

O,

NP

2EO

(mem

b

Joha

nsen

, 200

2]

[Win

tgen

s, 2

0011

fors

kelli

ge

nano

filtre

anv

eve

d be

stem

mel

af re

nseg

rade

r

2EC

,,

Trib

utyl

tin

[J

ohan

sen,

200

2]

Vid

ereg

åend

e re

U

V

Øst

roge

ner

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 13

3

Sand

filtr

erin

g M

embr

aner

O

zon

Akt

ivt k

ul

Ultr

afilt

rerin

g N

anof

iltre

ring

n

[Joh

anse

n, 2

002]

[J

ohan

sen,

200

2]

[J

ohan

sen,

200

2]

nici

tet

[S

hish

ida

et a

l, 20

00] (

EC

50)

[Shi

shid

a et

al,

2000

] (E

C50

) [S

hish

ida

et a

l, 20

00] (

EC

50)

Gen

otok

sici

tet

[S

hish

ida

et a

l, 20

00]:

Bet

a-G

alac

tosi

dase

-ak

tivite

t +

LC50

[Shi

shid

a et

al,

2000

]: B

eta-

Gal

acto

sida

se-

aktiv

itet

+ LC

50

[Shi

shid

a et

al,

2000

]: B

eta-

Gal

acto

sida

se-

aktiv

itet +

LC

50

An

seul

fide

ptan

,de

, lfi

de,

e,

e, n

-

t ]:

an,

, de,

n-

[ 2 d m d d a t d p

dre

stof

fer

[H

wan

g et

al

2000

]: B

eluf

tbi

ofilt

er ti

l fje

af c

arbo

n di

sm

ethy

l mer

cadi

met

hyl s

ulfi

dim

ethy

l dis

uam

mon

ia,

trim

ethy

lam

indi

met

hyla

min

prop

ylam

ine

, et

rnel

,

[S

topk

a,19

97]:

Cya

nid

og fe

rro

sulp

hide

(ind

ussp

v.)

[Hw

ang

et a

l, 2

Car

bon

disu

lfid

met

hyl m

erca

ptdi

met

hyl s

ulfid

edi

met

hyl d

isul

fiam

mon

ia,

trim

ethy

lam

ine,

dim

ethy

lam

ine,

prop

ylam

ine

[STO

WA,

200

1]:

AO

X, P

CB

, CZV

og

"Zw

even

de s

tof?

"

Hw

ang

et a

l, 00

0]: C

arbo

n is

ulfid

e, m

ethy

l er

capt

an,

imet

hyl s

ulfid

e,

imet

hyl d

isul

fide,

m

mon

ia,

rimet

hyla

min

e,

imet

hyla

min

e, n

-ro

pyla

min

e

us

triel

000

e,

Tu2]

rbid

itet

[N

i et a

l, 20

0

Fa2]

rve

[N

i et a

l, 20

0

2: 34 38a-

østra

d(E

E2),

4-an

vend

e

4-no

nylp

heno

l, B

isph

enol

A,

iol (

E2),

17-a

lfa-e

thin

yløs

tradi

ol

lse

af b

iofil

ter e

fter a

lm. r

ensn

ing

Kom

bine

rer o

gså

filtre

ring

og o

zon.

: I

ndeh

olde

r ogs

å op

lysn

inge

r om

øko

nom

i : I

ndeh

olde

r ren

segr

ader

for ø

stro

n (E

1), 1

7-be

tno

nylp

heno

ldie

thox

ylat

, 4-te

rt-oc

tylp

heno

l ved

Vid

ereg

åend

e re

U

V

Diu

ro

Atra

zin

AM

EA

Mut

age


Bilag 3 Datagrundlag for estimering af effektfaktorer Nedenstående gennemgang af de enkelte stoffer fokuserer på de anvendte

ærdier fordi UMIP-metoden, med dens semikvantitative håndtering nde

,

d

, 001]

kut PNEC (µg/L):

bel 7-t

rager

rap-

i 1 µg/L mens US EPA [US EPA, 2004] tilsva-

nde angiver 2,5 µg/L (dvs. Criterion Continuous Concentration, CCC). På baggrund af effektdata og data om bioakkumulering (beskyttelse af toppre-datorer) fra de angivne referencer i tabel 7-2, er det dog her vurderet at en PNEC-værdi på 0,41 µg/L bedre repræsenterer den nuværende viden. Den resulterende effektfaktor for kronisk økotoksicitet i ferskvand ved emission

PNEC-vaf skæbnedelen (se bilag 4), tillægger effektdelen (dvs. PNEC) dominerebetydning for værdien (størrelsen) af effektfaktorerne. Resultater, herunder de anvendte skæbne data (halveringstid i luft, henrys lov konstant etc.), fremgår af tabellerne sidst i bilaget. Cadmium De anvendte PNEC-værdier for cadmium (Cd) effektfaktorerne er identiske med kvalitetskriterier estimeret ved generiske risikovurderinger. PNEC for effekter i jord og ferskvand stammer fra EU's riskovurdering af Cd [EU RA2003] og for saltvand er den hollandske PNEC-værdi (dvs. MPA, Maximum Permissible Addition) anvendt [Crommenmentuijn et al, 1997]. Sammenlignes f.eks. effektfaktoren for kronisk økotoksicitet i ferskvand veemission til vand (EF(etwc)w = 5.300 m3/g, se tabel 7-2) med den tidligere publicerede (gamle, gældende) faktor på 120.000 m3/g [Hauschild et al, 1998a] ses en forskel svarende til en faktor 23. Denne forskel skyldes, at den gamle faktor er baseret på én enkelt LOEC værdi, mens den nye er baseret på artsfølsomhedsfordelingen (HC5/2) for 28 forskellige arter (i alt 44 NOEC-værdier). Kvaliteten af den nye effektfaktor er altså væsentlig bedreend den gamle. Noget tilsvarende gør sig gældende for de øvrige faktorer forCd. De angivne effektfaktorer for vandmiljøet gælder for opløst cadmiumhvis toksicitet afhænger af vandets hårdhed. Ifølge US EPA [US EPA 2og EU RA for Cd [EU RA, 2003] kan PNEC ved varierende hårdhed beregnes på følgende måde: A PNECacute = 0.973*(e^(1.0166(ln(H))-3.924)), H: Hårdhed af vand (mg CaCO3/L) Kronisk PNEC (µg/L): PNECwater, regional = 0.09((H/50)^0.7409)), H: Hårdhed af vand (mg CaCO3/L) For effekter i ferskvand svarer de generiske kroniske effektfaktorer i ta2 således til en hårdhed på ca. 140 mg CaCO3/L og for generisk akut effekgodt 110 mg CaCO3/L. Gennemsnitshårdheden af dansk ferskvand andomkring 150 mg CaCO3/L [EU RA, 2003]. Bly For bly eksisterer endnu ingen offentlig tilgængelig EU risikovurderingsport men f.eks. både Holland og USA har estimeret kvalitetskriterier. RIVM fra Holland [Crommenmentuijn et al, 1997] angiver en kronisk PNEC-værd(dvs. MPA) for ferskvand på 1re


til vand (EF(etwc)w = 2.400 m3/g, se tabel 7-2) er meget tæt på den tilsva-

tet

nd ndrager henholdsvis 52 µg/L og 8,2 µg/L [US EPA, 2004]. Effektfaktor for

icitet i ferskvand ved emission til vand (EF(etwc)w = 560

d

ne

er, sk risi-

dier for kro-

-litetskriterium blev fore-

ået i 1995 og andrager 5 mg/kg (svarende til 7,5 mg/L) [Scott-Fordsmand ger på niveau med den angivne værdi (6,9 mg/L) i ta-

ed

rende ”gamle” UMIP-faktor (2.000 m3/g) [Hauschild et al, 1998a], baseret på en enkelt LOEC-værdi. PNEC for jord er baseret på det hollandske jord-kvalitetskriterium (MPA) [Crommenmentuijn et al, 1997]. Nikkel For nikkel gælder også, at der endnu ikke er offentliggjort en EU risikovurderingsrapport. Til gengæld foreligger der både hollandske og amerikanske kvalitetskriterier. Som PNEC-værdier for kronisk økotoksicii ferskvand og saltvand er det her valgt at benytte de tilsvarende hollandskePNEC-værdier (dvs. MPA’er ), som for både fersk- og saltvand andrager 1,8µg/L [Crommenmentuijn et al, 1997]. Denne PNEC-værdi er baseret påartsfølsomhedsfordelingen (HC5) omfattende i alt 15 NOEC-værdier. De amerikanske vandkvalitetskriterier (dvs. CCC) for ferskvand og saltvaakronisk økotoksm3/g, se tabel 7-2) som er beregnet på baggrund af PNEC= 1,8 µg/L er tæt på den tilsvarende ”gamle” UMIP-faktor (670 m3/g) [Hauschild et al, 1998a], baseret på én enkelt LOEC-værdi. Den angivne PNEC for jord i tabel 7-2 er baseret på det hollandske jordkvalitetskriterium (MPA) [Crommenmentuijn et al, 1997]. Nonylphenol Nonylphenol har undergået en generisk risikovurdering i EU sammenhæng [EU RA, 2002] og alle de anførte PNEC-værdier for kronisk toksicitet i tabel 7-2 er baseret på kvalitetskriterier fra denne risikovurdering. Effektfaktorer for nonylphenol har tidligere (2000/2001) været estimeret af DHI/IPU i forbindelse med projektet UMIPTEX [US EPA, 2001]. Den opdaterede værdi for kronisk økotoksicitet i ferskvand ved emission til van(EF(etwc)w = 1500 m3/g, se tabel 7-1) afviger kun en faktor 1.5 fra den ”gamle” (1000 m3/g), der blev estimeret på basis af et dansk forslået vandkvalitetskriterium fra 1995 (WQC = 1 µg/L) [Samsøe-Petersen et al, 1995]. Hormonforstyrrende effekter af nonylphenol optræder ved langt højere koncentrationer end andre effektmekanismer [EU RA, 2002] så deneffekttyper er ikke inddraget her. LAS LAS (C10-C13) har ikke været risikovurderet i EU sammenhæng men HERA projektet (sammenslutning af husholdningsvaskeproduktproducentA.I.S.E. og kemikalieindustrien, Cefic) har udført en detaljeret generikovurdering af LAS [HERA LAS, 2004]. De anførte PNEC-værnisk økotoksicitet i ferskvand og jord er baseret på de foreslåede kvalitets-kriterier i HERA projektet, der for ferskvand bl.a. er baseret på NOEC-værdien fra et meget omfattende mesokosmos forsøg med ca. 450 arter, som er bekræftet af en HC5-værdi (artsfølsomhedsvurdering) baseret på laboratorium NOEC-værdier for 15 arter. Et dansk jordkvaslet al, 1995], hvilket ligbel 7-2. LAS (C12) har tidligere (2000/2001) været vurderet af DHI/IPU vudarbejdelse for effektfaktorer relateret til tekstilprodukter (UMIPTEX) [Frees et al, 2004]). Denne tidligere undersøgelse resulterende i en effekt-faktor for kronisk økotoksicitet i ferskvand ved emission til vand på 8,3 m3/g, baseret på en enkelt LOEC-værdi. Denne ”gamle” værdi afviger altså


mere end en faktor 10 fra den nye (0,74 m3/g), som er baseret på et meget bedre datagrundlag og et i dette tilfælde bedre estimeringsprincip, dvs. arfølsomhedsfordeling i stedet for applikationsfaktor-metode. DEHP For DEHP foreligger en EU risikovurderingsrapport fra 2001 [EU RA, 2001]. Hovedproblemet med denne phthalat i miljøvurderingssammenhæng er dens meget ringe vandopløselighed (3 - 17 µg/L). ”Traditionelle” PNECværdier baseret på alger, fisk, krebsdyr m.m. har således ikke kunne estimeres, da mulige effektniveauer ligger over vandopløseligheden. I steer der med udgangspunkt i DEHP’s bioakkumuleringspotentiale udført estimeringer vedr. ”secondary poisoning”, dvs. effekter, via fødeoptag, på toppredatorer som

ts-

-

det

fisk, fugle og pattedyr. Østrogenlignende effekt er påvist verfor laks idet signifikante ændringer i kønsratio (sex ratio, antal hanner

pulation) kunne observeres efter 4 måneders fodring

l >

r vurderet på baggrund af NOEC og LOEC-ærdier for effekter på kønsratio (sex ratio) og i begrænset omfang

, i laboratorietest på fiskepopulationer. UMIP-

t

okontra hunner i en pomed kontamineret føde efterfulgt af 4 måneders fodring med ukontamineret føde. Laveste testede koncentration gav ingen signifikant effekt. NOECoral kan på denne baggrund fastsættes til 60 mg/kg føde og anvendes en applikationsfaktor på 10 fås PNECføde = 6 mg/kg føde for fisk [EU RA; 2001]. Antages fisken at spise zooplankton, som i test udviser en bioakkumuleringsfaktor på 2700 (BCF = 2700 L/kg) [EU RA; 2001], kan PNECsecpoiswater estimeres til 2,2 µg/L ((6 mg/kg)/(2700 L/kg)). Denne værdi er brugt som PNEC i tabel 7-2 for både kronisk økotoksicitet i ferskvand og saltvand. For kronisk økotoksicitet i jordmiljøet er PNECsoi20 mg/L [EU RA; 2001] anvendt. Selvom målt akut toksicitet af DEHP [EU RA; 2001] ligger over stoffets vandopløselighed og derfor er tvivlsom, er det her valgt at medtage en PNEC for akutte effekter og dermed muliggøreestimering af effektfaktoren for akut toksicitet i ferskvand. Der er så vidt vides ikke tidligere estimeret effektfaktorer for DEHP. Ethynyløstradiol (EE2) Der foreligger ingen EU risikovurdering for dette kunstige østrogen. Mulige kroniske effekter i miljøet evvitellogenin induktionmetodens grundprincipper er anvendt, men det er antaget at den mest følsomme taxanomiske gruppe er fisk, og der er således anvendt en applikationsfaktor på kun 10 for den laveste NOEC-værdi for ferskvand (seendvidere bilag 4). NOEC-værdien for kønsratio er i to uafhængige fisketesbestemt til 0,010 µg/L og i en tredje til < 0,0006 µg/L [OECD, 2004] [Örn et al, 2005]. NOEC-værdien for vitellogenin induktion er tilsvarende i tre uafhængige test bestemt til henholdsvis 0,0029 µg/L, 0,0022 µg/L og 0,0006 µg/L [OECD, 2004] [Örn et al, 2005]. På denne baggrund er der anvendt en NOEC-værdi på 0,0006 µg/L ved estimeringen af de anførte kroniske PNEC-værdier i tabel 7-2, f.eks. 0,06 ng/L for kronisk økotoksicitet i ferskvand. Den engelske miljøstyrelse har offentliggjort en PNEC-værdi forferskvand på 0,1 ng/L [Gross-Sorokin et al, 2005]. Denne værdi er på niveaumed den her estimerede. Så vidt vides er der ikke tidligere estimeret effektfaktorer for ethynyløstradiol.


Østradiol (E2) Det naturlige østrogen østradiol er heller ikke undersøgt ved en EU

sikovurdering. Beregningen af effektfaktorer for dette stof er håndteret på mme måde som for ethynyløstradiol. NOEC-værdien for kønsratio i

llem 24 ng/L og 100 ng/L med én enkelt ekstrem

3 04]

-

der nd

nteringen af EU's andrammedirektiv. Endvidere har den hollandske miljøstyrelse opstillet valitetskriterier for et antal PAH’er, her i blandt benz(a)pyren [Howard et

al, 1991]. Den anførte kroniske PNEC-værdi for ferskvand i tabel 7-1 (0,05 µg/L) er baseret på det hollandske vandkvalitetskriterium (dvs. Maximum Permissible Concentration, MPC) [Howard et al, 1991]. Denne værdi er af hollænderne estimeret under brug af applikationsfaktormetoden ved at dividere laveste akutte effektværdi (LC50 for dafnier) med 100. Samme PNEC opnås ved at anvende UMIP-metoden på laveste kroniske NOEC-værdi (reproduktion, Ceriodaphnia dubia). Da der i dette tilfælde foreligger kroniske NOEC-værdier for både pighuder og bløddyr [Lyons et al, 2002] [DEFRA, 2003], og da disse værdier er på niveau med laveste kroniske NOEC-værdi for fisk, alger og krebsdyr, bliver PNEC for saltvand identisk med PNEC for ferskvand, se tabel 7-2. Som grundlag for PNEC i jord er det hollandske jordkvalitetskriterium anvendt [Howard et al, 1991]. For både saltvand og ferskvand anbefales et kronisk vandkvalitetskriterium på 0,03 µg/L i DEFRA rapporten [DEFRA, 2003], hvilket ligger på niveau med den her anvendte værdi på 0,05 µg/L. Der er tidligere (1996) af IPU estimeret effektfaktorer for benz(a)pyren (bl.a. offentligjort på LCA-centerets hjemmeside: http://www.lca-center.dk/cms/site.asp?p=156)

risafisketest er bestemt til meværdi i toppen (1700 ng/L) [OECD, 2004] [Örn et al, 2005]. Tilsvarende er der for endpointet vitellogenin induktion målt NOEC-værdier på mellem 1ng/L og 100 ng/L med én ekstrem værdi i bunden (0,8 ng/L) [OECD, 20[Örn et al, 2005]. På denne baggrund er der anvendt en NOEC-værdi på 24 ng/L som basis for estimeringen af kroniske PNEC-værdier angivet i tabel 72, f.eks. 2,4 ng/L for kronisk økotoksicitet i ferskvand. Den engelske miljøstyrelse har offentliggjort en PNEC-værdi for ferskvand på 1 ng/L [Gross-Sorokin et al, 2005]. Denne værdi er på niveau med den her estimerede. Så vidt vides er der ikke tidligere estimeret effektfaktorer for østradiol. Benz(a)pyren Denne polyaromatiske hydrocarbon (PAH) er den bedst undersøgte blandt de fem typer inddraget her. Der foreligger dog ingen offentlig tilgængelig EU risikovurderingsrapport for PAH’er, men som for nikkel er der en unudarbejdelse. Det statslige engelske ’Department for Environment, Food aRural Affairs’ (DEFRA, http://www.defra.gov.uk/) har dog udgivet en rapport [DEFRA, 2003], hvor det er forsøgt at opstille vandkvalitetskriterier for bl.a. PAH’er i forbindelse med implemevk

, som for kronisk økotoksicitet i ferskvand ved emission til vand andrager 1.200.000 m3/g. Denne ”gamle gældende” værdi er 60 gange højere end den her estimerede på 20.000 m3/g (se tabel 7-2). Dette skyldes primært at den ”gamle” værdi er baseret på et væsentligt dårligere datagrundlag end den ”nye”. Benz(b)fluoranthen Datatilgængeligheden for denne PAH er yderst begrænset. Således er der kun fundet et enkelt brugbart testresultat, dvs. en akut EC50 værdi for dafnie på 4,2 µg/L (28 timers test inkluderende fototoksicitet) [Wernersson et al, 1997]. Da de kroniske PNEC-værdier (se tabel 7-2) derfor er baseret på en


enkelt akut værdi, er der ved estimeringerne anvendt en applikationsfaktor på 1.000 for ferskvand og 10.000 for saltvand samt taget hensyn til en esti-meret bioakkumuleringsfaktor på 5600 som beskrevet i UMIP-metoden [Hauschild et al, 1998a]. Den estimerede PNEC-værdi for jord er baseret på den kroniske PNEC-værdi for ferskvand ved brug af ”equlibrium partitio-nin ligeledes er beskrevet i UMIP-metoden [Hauschild et al, 1998a] enz(b)fluoranthen i tabel 7-2 er derfor væsentlig m sagtens at kunne afvige faktorer baseret på et væsentligt bedre datagrundlag inkluderende kroniske NOEC-værdier. DEFRA rapporten [DEFRA, 2003] konkluderer at det tilgængelige data-grundlag er a t til at vandkvalitetskriterier kan opstilles for benz(b)flouranthen. Så vidt vides er der ikke tidligere estimeret effektfakto-rer for dette BenzDet tilgængelige datagrundlag for benz(g,h,i)perylen er bedre end for benz(b)fluoranthen. For denne PAH eksisterer få brugbare kroniske NOEC-værdier for b r og krebsdyr. Der er således kun anvendt en applikationsfaktor på 10 for ferskvand og 100 for saltvand ved estimering af de respektive PNEC-værdier. Laveste kroniske NOEC-værdi, som er anvendt v eringerne, andrager 0,082 µg/L og stammer fra en 7 dages repro å Ceriodaphnia dubia [DEFRA, 2003]. PNEC for kroniske effe n kroniske PNEC-værdi for ferskvand ulibrium partitioning” metoden. De anførte effektfaktorer for benz(g,h,i)perylen i tabel 7-2 vurderes til at være mere usikre end effektfaktorerne for benz(a)pyren, der er bestemt på et bedre datagrundlag. Effektfaktorer for benz(g,h,i)perylen vurderes derfor til sagtens at kunne afvige en faktor 10 fra tilsvarende effektfaktorer baseret på et væsentligt bedre datagrundlag inkluderende flere kroniske NOEC-værdier og flere akutte EC50-værdier på et større antal arter. DEFRA rapporten [DEFRA, 2003] konkluderer at det tilgængelige datagrundlag er for spinkelt til at vandkvalitetskriterier kan opstilles for stoffet. Så vidt vides er der ikke tidligere esti ret effektfaktorer for dette stof. BenzDet tilgængelige datagrundlag for benz(k)fluoranthen er ringere end for benz(g,h,i)pe len. For denne PAH eksisterer således kun en til to brugbare kroniske rupperne fisk og a mkrebsd nvendt en applikationsfaktor på 50 for ferskvand og 500 fo ering af de respektive kroniske PNEC-værdier. Laveste kron er anvendt ved estimger 0,27 µg/ er fra en 42 dages vækst/mortalitets test på zebrafisk [RIVM, 199PNEC-værdi ”equlibrium partitioning” metoden. De anførte effektfaktorer for benz(k)fluoranthen i tabel 7-2 vurderes til at være m ktfaktorerne for benz(a)pyren. Effektfaktorer for for benz(k)fluoranthen vurderes derfor til sagtens at kunne afvige en faktor 10 fra tilsvarende effektfaktorer baseret på et væsentligt bedre datagrundlag inkluderende flere kroniske NOEC-værdier og flere akutte EC50-værdier på et større antal arter. DEFRA rapporten [DEFRA; 2003] estimtetskriterier for ferskvand og saltvand på henholdsvis 0,0054 og 0,00054 µg/L, som er identiske med de her estimerede kroniske

g” metoden som. De anførte effektfaktorer for b

ere usikre end de ovenfor behandlede og vurderes til en faktor 10-100 fra tilsvarende effekt

lt for spinkel

stof.

(g,h,i)perylen

åde fisk, alge

kroniske ed estim

duktionstest pkter i jord er baseret på de

ved brug af ”eq

me

(k)fluoranthen

ryNOEC-værdier for hver af g

yr. Der er således ar saltvand ved estim

iske NOEC-værdi, somL og stamm9]. PNEC for kroniske effekter i jord er baseret på for ferskvand ved brug af

ere usikre end effe

lger

ering

en ingen for

erne, andra-

den kroniske

rer vandkvaliLPNEC-

-e µg/


es er der ikke tidligere estimeret ef-

eget begrænset, idet der -værdi for hver af grupperne sk, er fundet. På denne baggrund samt

2001] for alger og fisk er det vurderet at en vand og 1000 for saltvand er rimelige at

de tilsvarende kroniske PNEC-værdier. Laveste er anvendt ved estimeringerne, andrager 0,27

ortalitets test på 2003]. PNEC for kroniske effekter i jord er

PNEC-værdi for ferskvand ved brug af ”equlibrium ktfaktorer for indeno(1,2,3-cd)pyren i

re usikre end effektfaktorerne for ndeno(1,2,3-cd)pyren vurderes derfor til 10-100 fra tilsvarende effektfaktorer

baseret på et væsentligt bedre datagrundlag inkluderende flere kroniske utte EC50-værdier på et større antal arter. DEFRA

rapporten [DEFRA, 2003] konkluderer at det tilgængelige datagrundlag er kan opstilles for stoffet. Så vidt vides

te stof.

værdier angivet i tabel 7-2. Så vidt vidfektfaktorer for benz(k)fluoranthen. Indeno(1,2,3-cd)pyren Det tilgængelige datagrundlag for denne PAH er mkun er fundet en enkelt kronisk NOECinvertebrater og alger men ingen for fiQSAR-beregninger [ECOSAR, applikationsfaktor på 100 for ferskanvende ved estimering afkroniske NOEC-værdi, somµg/L og stammer fra en 7 dages reproduktion/mCeriodaphnia dubia [DEFRA, baseret på den kroniske partitioning” metoden. De anførte effetabel 7-2 vurderes til at være mebenz(a)pyren. Effektfaktorer for isagtens at kunne afvige en faktor

NOEC-værdier og flere ak

for spinkelt til at vandkvalitetskriterierer der ikke tidligere estimeret effektfaktorer for det

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 14

0

(etw

a)w

EE

C74

40-4

3-9

35E

+02

50E

-74

39-9

2-1

79E

+02

24E

-1

7440

-02-

0.8

3E+0

15

1E-

2515

4-52

-378

E1

3E-

6841

1-30

-311

E7

0E-

117-

81-7

52E

93E

-57

-63-

609

E1

0E-

1,2

150

-28-

296

E2

9E-

1,2

3,24

,25

50-3

2-8

00E

20E

-1

6,27

205-

99-2

38E

80E

-1

191-

24-2

00E

10E

-1

NFI

D20

7-08

-914

E1

0E-

119

3-39

-5In

d00

E3

0.00

0E-

2 11

nces

*E

mis

CAS

No.

Subs

tanc

e

EF

Cad

miu

m4.

Lead

3.N

icke

l3

Non

ylph

enol

1.LA

S (C

10-C

13)

1.D

ieth

ylhe

xylp

htha

late

(DE

HP

)7.

17α-

Eth

ynyl

est

radi

ol (E

E2)

9.17β-

Est

radi

ol (E

2)1.

Benz

o(a)

pyre

ne2.

Benz

(b)fl

uora

nthe

n2.

Benz

(g,h

,i)pe

ryle

n5.

Benz

(k)fl

uora

nthe

n7.

eno(

1,2,

3-cd

)pyr

en1.

Em

is. t

o sa

ltw.

EF(e

twc)

aE

F(et

sc)a

EF(

etsw

c)sw

PN

2.63

E+0

32.

94E

-01

2.94

E+0

32.

31.

22E

+03

6.10

E-0

32.

44E

+03

2.6

2.78

E+0

21.

28E

-01

5.56

E+0

22.

60.

00E

+00

0.00

E+0

01.

52E

+04

5.6

0.00

E+0

00.

00E

+00

7.41

E+0

09.

00.

00E

+00

0.00

E+0

09.

09E

+01

1.3

0.00

E+0

00.

00E

+00

1.67

E+0

81.

10.

00E

+00

0.00

E+00

2.08

E+06

5.0

0.00

E+0

00.

00E+

002.

00E+

045.

00.

00E

+00

0.00

E+00

8.93

E+06

4.2

0.00

E+0

00.

00E

+00

1.22

E+0

62.

00.

00E

+00

0.00

E+0

01.

85E

+06

1.4

E+0

00.

00E

+00

3.70

E+0

61.

0

m3/

g)E

mis

sion

s to

air

F(et

wc)

wE

F(et

sc)w

EF(

etw

c)s

EF(e

t.2

6E+0

30.

00E

+00

0.00

E+0

05.

88E

.44E

+03

0.00

E+0

00.

00E

+00

1.22

E.5

6E+0

20.

00E

+00

0.00

E+0

02.

56E

.52E

+03

0.00

E+0

00.

00E

+00

9.69

E.4

1E-0

10.

00E

+00

0.00

E+0

02.

90E

.09E

+01

0.00

E+0

00.

00E

+00

1.03

E.6

7E+0

70.

00E

+00

0.00

E+0

01.

17E

.08E

+05

0.00

E+0

00.

00E

+00

4.32

E.0

0E+0

40.

00E

+00

0.00

E+0

02.

56E

.93E

+05

0.00

E+0

00.

00E

+00

3.72

E.2

2E+0

50.

00E

+00

0.00

E+0

01.

69E

.85E

+05

0.00

E+0

00.

00E

+00

9.57

E.7

0E+0

50.

00E

+00

0.00

E+0

04.

57E

Cha

ract

eris

atio

n (e

quiv

alen

csi

ons

to w

ater

Em

issi

ons

to s

oil sc

)s-0

1-0

2-0

1-0

1-0

2-0

2+0

4+0

2+0

0+0

1-0

1-0

1+0

0

y) fa

c

wa

PN

EC

wc

PNEC

scP

NE

Csw

031.

90E

-04

1.70

E+0

03.

40E

-003

4.10

E-0

48.

20E

+01

4.10

E-0

021.

80E

-03

3.90

E+0

01.

80E

-003

3.30

E-0

45.

16E

-01

3.30

E-0

022.

70E

-01

6.90

E+0

02.

70E

-02

022.

20E

-03

1.95

E+0

12.

20E-

0301

6.00

E-0

88.

58E

-05

6.00

E-0

901

2.40

E-0

61.

16E

-03

2.40

E-07

045.

00E

-05

3.90

E-0

15.

00E-

0505

1.12

E-0

62.

69E

-02

1.12

E-07

058.

20E

-06

5.90

E+0

08.

20E

-07

055.

40E

-06

1.04

E+0

05.

40E

-07

042.

70E

-06

2.19

E-0

12.

70E

-07

redi

cted

No

Effe

ct C

once

ntra

tion

(PN

EC

)(m

g/l)

c 4 42

32

5

2, 2,,5,1

1,12

,22,

30,3

,11,

13,2

2,32

,2,3

,4,5

,15,

19,2

0,2

,3,4

,5,1

5,19

,21

,2,4

,5,9

,7,8

,25,

2,2

,3,7

,27,

28,2

,3,7

,8,9

,27,

CO

,2,7

,8,9

,25,

27,2

9

,18

,2,3

,9,2

7

10,1

1,22

14,1

5,2

,6,1

6,17

Ref

ere

+02

+01

+01

+00

+00

+03

+04

+04

+04

+04

tors

(P

*

/1/ P

hysP

rop

te

; EC

OT

M/ D

(200

3); /

10/ E

Uen

ijn C

RC

/

Eur

Che

mic

al B

urea

009/

20

05) ;

S et

a

/25/

RIV

M (1

997/

Hd

7); /2

oly

(200

4). S

e re

fer

elle

EFR

A

opea

n

l.(20

05);

et a

l.

acka

y et

al.

(200

0); /

8/ K

alf

et a

l. (1

995)

; /9

OEC

D (2

004)

; /16

/ HER

A L

AS

(200

4); /

17/

EPA

(200

4); /

23/ D

HI (

2002

); /2

4/ H

olbe

ch

nd e

t al.

(199

7); /

31/ J

anus

(200

1); /

32/ K

eith

OX

(200

6); /

6/ M

adse

n et

al.

(200

1); /

7/

(198

1); /

14/ E

U R

A R

epor

t (20

02) ;

/15

/21/

Gro

ss-S

orok

in e

t al.

(200

5); /

22/ U

9/ N

ewst

ed a

nd G

iesy

(198

7); /

30/ D

iam

/3/ E

CO

SAR

(200

1); /

4/ H

SDB

(200

6);

et a

l. (1

997)

; /12

/ Dav

ies e

t al.

(197

6)

Chr

istia

nsen

et a

l. (2

002)

; /2

0/ Ö

rn e

t

et a

l. (1

991)

; /28

/ Wer

ners

son

and

Dav

e /5/

; /13

/

al. (

(199

(200

0)

men

tu

1) ;

/1

owar

dat

a

Dat

abas

e (2

006)

; /2/

EPI

win

sui

RA

Rep

ort (

2003

); /1

1/ C

rom

m

u (2

000)

; /18

/ EU

RA

Rep

ort (

2

9); /

26/ L

yons

et a

l. (2

002)

; /2

ence

liste

, CO

NFI

D: K

onfid

enti

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 14

1

PN

EC

wa

PNE

CP

fact

orN

OE

acto

rKd

(l/k

g)74

40-4

3-1.

90E

7439

-92-

0E4

019

0074

40-0

2-1.

80E

2515

4-52

3.3

16E

6841

1-30

2.7

0E11

7-81

-72.

25E

57-6

3-6

60

8.95

350

-28-

22

01.

321

50-3

2-8

5.0

90E

50

205-

99-2

100

1.0

016

000

191-

24-2

80

5.48

0000

207-

08-9

50

5.12

9000

193-

39-5

2.70

E-0

002.

5400

0

Qua

lity

Cr

PNot

oxic

ity#

Cso

il (m

g/l)

Ass.

f 10

58E-

0410

16E-

0210

1E+0

2**

100

90E+

0110

22E+

0150

19E+

0110

0

Chr

onic

soi

l ec

NEC

swc

EC

50 (m

g/l)

Ass

. fac

tor

NO

EC

fresh

w.

Ass

. fac

tor

NO

EC

saltw

Ass.

2.30

E-02

10.1

0E-0

42.

64E-

0210

4.10

E-0

310

4.10

E-0

31

2.61

E-01

105.

63E-

0210

9.00

E-01

101.

33E-

0110

.00E

-09

1.10

E+00

106.

00E

-07

106.

00E

-07

10.4

0E-0

75.

09E+

0010

2.40

E-0

510

2.40

E-0

510

.00E

-05

5.00

E-03

105.

00E

-04

1.1

2E-0

7*4.

20E-

0310

04.

20E

-03*

*10

004.

20E

-03*

*10

0.2

0E-0

72.

00E-

0410

8.20

E-0

510

8.20

E-0

510

.40E

-07

1.40

E-03

100

2.70

E-0

450

2.70

E-0

450

71.

00E-

0210

02.

70E

-04

100

2.70

E-0

410

Acut

e aq

uatic

eco

toxi

city

Chr

onic

aqu

atic

eco

toxi

city

(mg/

l)sc

PNE

Csw

cPN

ECw

aPN

ECw

cPN

ECsc

+00

3.40

E-0

42.

30E

-03

+01

2.64

E-0

34.

10E-

04+0

01.

80E

-03

2.61

E-0

2-0

13.

30E

-05

5.63

E-0

3+0

02.

70E

-02

9.00

E-0

2+0

12.

20E

-03

1.33

E-0

21.

10E

-01

6.00

E-08

8.58

E-05

5.09

E-0

12.

40E-

061.

16E-

03-0

15.

00E

-04

4.20

E-0

51.

12E

-06*

2.69

E-0

2*2.

00E

-05

8.20

E-06

5.90

E+00

1.40

E-0

55.

40E-

061.

04E+

001.

00E

-04

2.70

E-06

2.19

E-01

EC (m

g/l)

Est

imat

ed P

NE

C (m

g/l)

CAS

No.

Subs

tanc

e

9C

adm

ium

1Le

ad0

Nic

kel

-3N

onyl

phen

ol-3

LAS

(C10

-C13

)D

ieth

ylhe

xylp

htha

late

(DE

HP

)17α-

Eth

ynyl

est

radi

ol (E

E2)

17β-

Est

radi

ol (E

2)Be

nzo(

a)py

rene

Benz

(b)fl

uora

nthe

nBe

nz(g

,h,i)

pery

len

Benz

(k)fl

uora

nthe

nIn

deno

(1,2

,3-c

d)py

ren

EC w

cP

N0E

-04

1.7

8.2

0E-0

33.

90E

-04

5.0E

-01

6.9

0E-0

31.

9

0E-0

53.

iteria

use

d as

*

Kor

riger

e d

vs.

et

F

** A

kut E

# N

OEC

sc

.5 (e

quili

briu

m

g pr

inci

ple)

med

logB

C

parti

tioni

n

div

ider

t for

bio

akk.

(BC

F =

5600

),

C50

-væ

rdi

= N

OEC

wc*

(Kd+

0.26

7)*1

Vid

ereg

åend

e re

nset

ekno

logi

er fo

r kom

mun

alt s

pild

evan

d 14

2

CA

odeg

rada

tion

(fakt

or)

)w)s

BIO

7440

-41

7439

-91

7440

-01

ph0

0.5

C0

0.2

117-

81lp

00.

257

-63-

th0

150

-28-

st

00.

5(

01

205-

99ra

01

g,0

120

7-08

an0

119

3-39

-c0

01

issi

Hal

f life

air

Hen

rys

law

con

stan

tB

i(d

ays)

(atm

*m3/

mol

)f(s

c)a

T1/2

luft

H0.

51.

00E

+99

7.00

E-1

80.

51.

00E

+99

5.86

E-1

40.

51.

00E

+99

6.84

E-1

20

02.

07E

-01

1.09

E-0

40

06.

50E

-01

3.75

E-1

20

04.

87E

-01

4.38

E-0

50

08.

55E

-02

6.75

E-1

10

08.

72E

-02

1.99

E-1

00

02.

14E

-01

4.81

E-0

70

05.

80E

-01

6.57

E-0

70

01.

23E

-01

1.46

E-0

70

02.

00E

-01

4.03

E-0

70

1.66

E-0

12.

40E

-07

ons

to a

irf(s

c)s

f(wc)

a1

0.5

10.

51

0.5

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

issi

ons

sion

s to

soi

lE

mis

S N

o.Su

bsta

nce

3-9

Cad

miu

m2-

1Le

ad2-

0N

icke

l25

154-

52-3

Non

yl68

411-

30-3

LAS

(-7

Die

thyl

hexy

617α-

E

217β-

E50

-32-

8B

enzo

-2B

enz(

b)flu

o19

1-24

-2B

enz(

-9B

enz(

k)flu

or-5

Inde

no(1

,2,3

f(aw 1 1 1

enol

10-C

13) htha

late

(DE

HP

)1

ynyl

estra

diol

(EE

2)ra

diol

(E2)

a)py

rene nt

hen

1h,

i)per

ylen then

1d)

pyre

n1

f(wc)

wf(s

c)w

f(wc

10

01

00

10

01

10

11

01

01

10

11

01

10

10

11

01

01

0

Dis

tribu

tion

oE

mis

sion

s to

wat

erE

mf em

C

onst

a

Pore

wa

g

pH o

f p

Den

sity

of s

s

Frac

tion

of

oi

Frac

tion

con

q

Are

a of

dep

war

k)

nts u

sed:

ter i

n so

il fw

(L w

ater

/k

orew

ater

in so

il:

oil d

(kg

dry

soil/

L

orga

nic

carb

on in

s

tribu

ting

to a

cute

a

ositi

on c

over

ed b

y

dry

soil)

: fw

=

0.26

7

pH =

7

oil)

d

= 1.

5

l foc

(kg/

kg so

il)

foc

= 0.

02

uatic

eco

tox

f(aw

)w =

1

ater

a =

0.5

(Den

m

Vid

ereg

åend

e re


Bilag 4 Inddragelse af miljøpåvirkninger fra hormonforstyrrende stoffer (EDS) i UMIP Indledning Dette bilag omfatter en beskrivelse af mulighederne for at inddrage hormonforstyrrende stoffer (Endocrine Disrupting Substances, EDS) i UMIP

enzel et al., 1997] [Hauschild & Wenzel, 1998]. Hormonforstyrrende

1a, 2001b), USES-LCA uijbregts et al., 2000] og IMPACT 2002+ [Jolliet et al., 2003] – ej heller i

k

t

i enne sammenhæng især relevant ved udledningen af ”renset” spildevand til

torer) for alle relevante emitterede stoffer. Disse faktorer er niverselle for hvert enkelt stof og emissionsvej (f.eks. til vand, jord eller luft)

oriindikatorresultat i ISO rminologi:

l udledt til vand) regnes effektpotentialet og alle effektpotentialer for emissioner med samme

let effektpotentiale for

,

[Wstoffers mulige effekter på levende væsner er hidtil ikke forsøgt inddraget i UMIP metoden, og så vidt viddes indgår denne type effekter heller ikke (eksplicit) i andre LCA metoder, som omfatter effekter af toksiske stoffer, f.eks. Eco-indicator-99 (Goedkoop & Spriensma 200[Hden nyeste udviklede LCA-karakteriseringsmetode OMNIITOX [www.omniitox.net] [Larsen, 2004], som specifikt omhandler effekter af toksiske stoffer. Effekterne af EDS i miljøet er kroniske. Fire eksisterende UMIP påvirkningskategorier (effektkategorier) er derfor umiddelbart relevante, hvis mulige effekter af EDS skal inddrages. Det drejer sig om kategorierne ”kronishuman toksicitet via vand”, ”kronisk human toksicitet via jord”, ”kronisk økotoksicitet i vand” og ”kronisk økotoksicitet i jord”. Da nærværende projekikke omfatter effekter på mennesker (human toksicitet), vil de to førstnævnte kategorier ikke blive behandlet yderligere. Kronisk økotoksicitet i vand erdrecipient (ferskvand eller saltvand), og hvad angår økotoksicitet i jord ved udbringning af slam på jord (agerland, skov etc.). Eksisterende metode i UMIP til inddragelse af kronisk økotoksicitet I UMIP metoden, og i de fleste andre eksisterende LCA metoder, beregnes såkaldte effektfaktorer, EF (i ISO terminologi betegnet karakteriseringsfakuog tjener som indikatorer på stoffernes mulige miljøpåvirkning per emitteret mængde. Multipliceres med en given emitteret mængde Q, f.eks. kg emitteret enkelt-stof til vandrecipient per m3 behandlet spildevand, opnås derfor en indikator på den mulige miljøpåvirkning i det pågældende tilfælde. Indikatoren benævnes Effekt Potentiale (EP) i UMIP og kategte

EFQ EP ⋅= (1) For hvert emitteret stof og tilhørende emissionsvej (f.eks. fenobeemissionsvej kan herefter summeres, hvorved et samemissioner til f.eks. vand opnås. Den emitterede mængde (Q) af hvert relevant stof bestemmes i kortlægningsfasen og/eller varieres ved simuleringer/følsomhedsanalyser på f.eks. et modelrenseanlæg og er uafhængig af det pågældende stofs giftighed og hermed virkningsmekanisme (effekttypef.eks. hormonforstyrrende effekt).

.


Effektfaktoren (EF), som bestemmes ved hjælp af en karakteriseringsmetode, er

pienten ved antaget udledning af pisk ét kilo eller ét ton. Man kan sige at EEI dækker stoffets effekt og dC dets

t kket af de laboratorietestresultater, der anvendes til estimering af

ffektdelen, især hvis der er tale om målte kroniske værdier. Med dette

vil give etydende) effekter, f.eks. reduktion i artsdiversitet. Estimeringen foregår på

rietestresultater - f.eks. fra test på dafnier, alger og fisk – under

trykkes på lgende måde:

til gengæld afhængig af stoffets virkningsmekanisme. Generelt beregnes effektfaktoren på følgende måde:

dCEEI EF ⋅= , (2) hvor EEI (Ecotoxicity Effect Indicator) er økotoksicitetseffektindikatoren, der vedrører stoffets effekt, f.eks. hormonforstyrrende effekt, mens dC vedrører ændringen (d) i stoffets koncentration (C) i recityskæbne i miljøet. Da UMIP anvender en såkaldt ”nøgle-egenskabs-baseret” (key-property-based) karakteriseringsmetode beregnes skæbnedelen (dC) kun semikvantitativt ved hjælp af diskrete værdier for bl.a. stoffets bionedbrydning,halveringstid i luft og fordampning fra vand [Hauschild et al., 1998]. Skæbnedelen dC er derfor for UMIPs vedkommende dimensionsløs, dvs. uden enhed. Betydningen af eksponeringsveje, f.eks. optagelse af giftstoffet via fødeeller gennem hud, inddrages generelt ikke ved karakterisering af økotoksicitet og indgår derfor ikke i skæbnedelen. Implicit antages eksponering dog delvisat være dæeudgangspunkt er det kun økotoksicitetseffektindikatoren (EEI), der er relevant ved inddragelse af EDS i UMIP. UMIP’s EEI er baseret på den såkaldte PNEC-tilgang (Predicted No Effect Concentration), som er det bærende princip i regulativ risikovurdering af kemikalieudledninger i dag. Ved denne tilgang forsøges det at estimere den stofkoncentration i (ferskvands)miljøet, som antageligt ikke (bbasis af laboratobrug af såkaldte applikationsfaktorer (ekstrapolationsfaktorer, usikkerhedsfaktorer). Disse faktorer inddrages i et forsøg på at tage højde for, at der bl.a. typisk må anvendes akutte testresultater og derfor ekstrapoleres til kroniske værdier, samt at laboratorietestorganismer givetvis er mindre følsomme end mange af de øvrige naturligt forekommende arter. Økotoksicitetseffektindikatoren (EEI) anvendt i UMIP betegnes økotoksicitetsfaktoren (ØF) [Hauschild et al., 1998] og kan udfø

PNEC1ØF EEI == (3)

PNEC udtrykkes i mg/l eller g/m3. Da dC i UMIPs tilfælde er dimensionsløs udtrykkes effektfaktoren (EF) i m3/g (se formel 2) og effektpotentialet (EP) i m3

(se formel 1). UMIP effektfaktoren for kronisk økotoksicitet i vand for udledning til vand kan hermed tolkes som et fortyndingsvolumen, dvs. den mængde vand der skal til at fortynde det pågældende stof ned til en koncentration (PNEC),

der ikke vil forårsage (betydende) effekter i vandmiljøet.

.


145

.

PNEC bestemmes typisk på basis af kroniske værdier for NOEC (No Observed Effect Concentration) eller som i de fleste tilfælde på basis af akutte EC50-værdier, som ekstrapoleres til kroniske værdier vha. de nævnte applikationsfaktorer, dvs. at der divideres med 100 eller 1000 afhængig af de tilgængelige datas relevans og kvalitet. Akutte EC50-værdier udtrykker typisk den koncentration af et givet stof, der under laboratorieforsøg slår 50% af de tilstedeværende organismer ihjel (fisk og dafnier) eller, som specielt for alger, hæmmer væksten med 50%. Væksthæmning er egentlig en kronisk effekt men 50% væksthæmning anvendes altså generelt som akut værdi for alger. Den kroniske NOEC værdi bestemmes også på basis af laboratorietest men typisk over en længere testperiode (f.eks. 28 dage) end den akutte EC50-værdi (typisk 48 – 96 timer). Ved de kroniske tests måles i de fleste tilfælde på reproduktion og vækst men også mortalitet som i tilfældet med den akutte EC50-værdi. Det giver derfor bedre mening at skelne mellem korttidstest og langtidstest samt akutte effekter og kroniske effekter. De effekter der typisk måles på, dvs. mortalitet, væksthæmning eller hæmning af reproduktion, kaldes også ’endpoints’. De tre nævnte ’endpoints’ anvendes alle i standard laboratorietests og testresultater baseret på disse ’endpoints’ er derfor altdominerende, hvad angår tilgængelige økotoksicitets effekt data på stoffer/kemikalier. Andre ’endpoints’ som f.eks. ’avoidence’ (i hvilket omfang fisk svømmer væk fra en vandstrøm med teststoffet) er stærkt begrænset i udbredelse. At et stof udviser en effekt på en testorganisme hænger sammen med dets virkningsmekanisme (TMoA, Toxic Mode of Action). Hovedparten af alle kendte økotoksiske stoffer virker ved såkaldt narkotisk virkning, dvs. de påvirker cellemembranen da de er mere eller mindre fedtopløsende. En mindre del udviser såkaldt specifik virkningsmekanisme, det drejer sig bl.a. om pesticider, som f.eks. virker ved at hæmme fotosyntesen hos grønne planter (alger) eller hæmme respirationen hos fisk. Karakteristisk for disse specifikvirkende stoffer er, at de typisk udviser effekter ved betydeligt lavere koncentrationer (f.eks. 1000 gange lavere) end de narkotiskvirkende stoffer. Hormonforstyrrende stoffer tilhører gruppen af specifikvirkende stoffer. UMIP metoden håndterer som udgangspunkt både narkotiskvirkende og specifikvirkende stoffer. Problemet er dog imidlertid, at effekten af specifikvirkende stoffer, hvis virkning kun kommer til udtryk i form af kroniske effekter (f.eks. på reproduktion), ikke medtages i UMIP effektfaktoren i de tilfælde, hvor faktoren er baseret på akutte testresultater eller kroniske testresultater med andet endpoint end det relevante. Hormonforstyrrende effekt er netop et eksempel på en type der kræver kroniske test med specifikt endpoint. I langt de fleste tilfælde estimeres PNEC på basis af laboratorietestresultater på alger, fisk, krebsdyr m.fl. ved brug af applikationsfaktorer. Hvis såkaldte kvalitetskriterier eksisterer, skal de anvendes som PNEC værdier. Kvalitetskriterier er typisk baseret på veldokumenterede PNEC værdier ud fra detaljerede risikovurderinger af de pågældende stoffer.


146

.

UMIPs metode til estimering af økotoksicitets-effektfaktorer, som beskrevet i [Hauschild et al., 1998] og som typisk anvendt i praksis, indeholder ingen spe-cifikke krav til hvilke laboratorietestresultater, der kan anvendes ved estimerin-gen af PNEC. Kun generelle krav om at tilstræbe at minimum test på alger, fisk og krebsdyr inddrages, at samme datakilder anvendes på alle stoffer og at alle relevante toksicitetsdata medtages. Formuleringen ”relevante toksicitetsdata” er ikke specificeret i UMIP, men hvilke data der konkret anvendes er meget afgørende for udfaldet. Betydningen af hvilke testorganismer der anvendes, testperioden og især de(t) anvendte end-point(s) er afgørende for resultatet [Larsen, 2004]. I LCA sammenhæng, hvor vi sammenligner forskellige alternativer, er det me-get vigtigt at vi bruger bedste estimat (”best estimate”) baseret på samme stan-dardbetingelser. Forskelle i NOEC-værdier (og hermed PNEC-værdier) der alene skyldes, at der er anvendt forskellige endpoints (f.eks. ændringer i leverenzymaktivitet hos fisk kontra væksthæmning) er derfor misvisende og giver et fejlagtigt sammenlig-ningsgrundlag. Sagt på en anden måde: anvendes et meget følsomt kronisk endpoint for stof nr. 1 mens der for alternativet stof nr. 2, af datatilgængelig-hedsårsager, kun kan anvendes et meget mindre følsomt kronisk endpoint, er der sandsynlighed for at sammenligningen bliver væsentlig fejlbehæftet. PNEC-værdier anvendt ved estimering af eksisterende effektfaktorer spænder fra 4*10P

-6P µg/l (dioxin) til 4*10P

4P µg/l (ethanol) [Hauschild et al., 1998], hvor de

specifikt virkende stoffer fortrinsvis ligger i den lave ende og de narkotisk vir-kende stoffer fortrinsvist i den høje ende. Effekter af de mest potente østrogen-lignende hormonforstyrrende stoffer er konstateret ved koncentrationer ned til omkring 6*10P

-4P µg/l (NOEC (LOEC), EE2), svarende til en PNEC-værdi om-

kring 6*10P

-5P µg/l.

Effekter af hormonforstyrrende stoffer kan på baggrund af ovenstående umid-delbart inddrages i UMIP i det omfang der eksisterer kvalitetskriterier omfat-tende denne effekttype. Hvis dette ikke er tilfældet, skal PNEC estimeres og her er det afgørende hvilke typer af laboratorietest, der lægges til grund og selvføl-gelig om testresultater i det hele taget eksisterer. Kvalitetskriterier for hormonforstyrrende stoffer Der endnu ikke opstillet EU kvalitetskriterier for østrogenlignende stoffer. Den engelske miljøstyrelse har dog offentliggjort ferskvands PNEC-værdier for bå-de ethynyløstradiol (0,1 ng/L) og østradiol (1,0 ng/L) /21/. Økotoksicitetstest for østrogenlignende effekter Udviklingen af laboratorietest for effekter på standardorganismer (typisk fisk, alger og invertebrater) har især fokuseret på fisk, bl.a. fordi fisks kønshormon-regulering er følsomt overfor østrogenlignende stoffer. Alger er ikke relevante i denne sammenhæng og test på invertebrater (f.eks. dafnier, copeoder) er slet


147

.

ikke udviklet til samme niveau som test på fisk. Der fokuseres derfor på fisk i det efterfølgende. Endpoints i fisketests For identifikation af østrogenlignende effekter på fisk i laboratorietest anvendes et stort antal endpoints, som alle er relateret til kønskarakteristika. Kerne-endpoints omfatter overordnede (gross) morfologiske ændringer (farve, krops-form etc.), biokemiske markører (vitellogenin) og gonade histology (mikrosko-pering af kønskirtler). I publicerede resultater dominerer især vitellogenin pro-duktion (VTG) og kønsdifferentiering, dvs. kønsratio (antal phenotypiske han-ner i forhold til antal phenotypiske hunner) [OECD, 2004]. Disse to endpoints vurderes til at høre blandt de mest følsomme. Vitellogenin er et ægblomme precursor protein, der produceres i leveren hos hunfisk, og som indgår i udviklingen af æg (oocyter) i hunfiskens ovarier. Pro-duktionen af vitellogenin kan induceres ved aktivering af østrogenreceptorer i leveren hos både hun- og hanfisk (samt ikke-kønsudviklede forstadier). Som angivet i OECDs Detailed Review om EDS [OECD, 2004] er der dog behov for mere forskning for at kunne forstå og tolke, hvad en stigning i VTG betyder i biologisk sammenhæng. Der er altså her tale om en biokemisk biomarkør, hvis relation til bl.a. fiskens (eller fiskepopulationens) reproduktionsevne ikke er afklaret. Kønsratio bestemmes typisk ved histologiske undersøgelser af de testede fisks gonader (OECD 2004; Jackson 2005). F.eks. undersøges tværsnit af gonader i lysmikroskop efter 60 dages eksponering for et potentielt hormonforstyrrende stof i den nordisk udviklede FSDT (Fish Sexual Development Test) på zebra-fisk (Örn et al. 2005; Holbech et al. 2005). Da ændret kønsratio givetvis relate-rer direkte til en fiskepopulations reproduktion vurderes dette endpoint umid-delbart som mere relevant i LCA-sammenhæng end VTG. Standardtests Endnu eksisterer ingen OECD test for hormonforstyrrende stoffer. Den omtalte FSDT er af Danmark og de øvrige nordiske lande foreslået ”ophøjet” til OECD standard test. I sidste mødedokument (udarbejdet af Danmark) for fjerde møde i OECDs validerings management gruppe for økotokstest (afholdt 12-13/12, 2005) beskrives testen, dens resultater samt dens følsomhed overfor forskellige hormonforstyrrende stoffer. Testen vurderes til at være meget følsom, både hvad angår endpointene VTG og kønsratio med især kønsratio (Personlig kommunikation med Gitte I. Petersen, DHI, december 2005). Konklusion På baggrund af den nuværende viden om test for østrogenlignende stoffer (her-under følsomhed), pågående standardiseringsarbejde og krav til endpoints m.m. i LCA-sammenhæng, anbefales det, at der primært anvendes testresultater base-ret på endpointet kønsratio og kun sekundært endpointet VTG ved estimering af effektfaktorer. Denne anbefaling er dog kun foreløbig, da området er under ud-vikling og endnu ikke har nået det standardisering niveau og afklaring som test for andre effektmekanismer (og endpoints) besidder i dag. Ved beregning af PNEC ud fra laveste ”fiske-NOEC” anbefales det foreløbigt at anvende en ap-plikationsfaktor på 10.

videregående renseteknologier for kommunalt...

Documents